Perspectivas sobre conservación de ecosistemas acuáticos en México

Prólogo de Peter Bridgewater

Deseamos dejar constancia de nuestro agradecimiento a las siguientes instituciones y personas: • • • • • • • • • •

Secretaría de Urbanismo y Medio Ambiente del Estado de Michoacán, Ing. César Fernando Flores García Delegado Federal de Semarnat en el estado de Michoacán, Ing. Ramón Ponce Contreras M. H. Jaime Hernández Díaz. Rector, Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo Facultad de Biología, Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo, M. en C. Tohtli Zubieta Rojas Presidenta municipal de Pátzcuaro, Lic. Mercedes Calderón García Secretario de Ecología del Municipio de Pátzcuaro, Ing. Armando Arturo Pérez Solares Centro Regional para el Desarrollo Sustentable (CREDES) Unidad Pátzcuaro–Semarnat, Biól. Francisco Ruiz Orozco, Ing. Vicente Salomé y Lic. Rosa Elena Velázquez Molina Centro Regional de Investigación Pesquera (CRIP)–SAGARPA, Biól. Claudia Zúñiga Pacheco Unidos para la Conservación, A.C., Enlaces en la Ciudad de México, Biól. Danae Azuara Santiago y LAE Ricardo Medina; responsable de la coordinación de actividades de campo, Biól. Óscar Aranda Mena Personal de apoyo en Pátzcuaro: Sra. Rita Salinas y asistentes

Perspectivas sobre conservación de ecosistemas acuáticos en México Óscar Sánchez, Mónica Herzig, Eduardo Peters, Roberto Márquez-Huitzil y Luis Zambrano (editores) Prólogo de Peter Bridgewater Presidente del UK Joint Nature Conservation Committee y Secretario General de la Convención Ramsar 2003–2007

Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales Instituto Nacional de Ecología U.S. Fish & Wildlife Service Unidos para la Conservación, A.C. Universidad Michoacana de San Nicolás Hidalgo

Primera edición: julio de 2007

D.R. © Instituto Nacional de Ecología (INE-Semarnat)

Periférico Sur 5000, col. Insurgentes Cuicuilco, C.P. 04530. México, D.F. www.ine.gob.mx

Coordinación editorial: Raúl Marcó del Pont Revisión de estilo: Arturo Sánchez y Gándara Formación: S y G Editores, S.A. de C.V. Diseño de la portada: Álvaro Figueroa Foto de la portada: Claudio Contreras Koob

ISBN: 978-968-817-856-0 Impreso y hecho en México

Índice

Prólogo h 7 Peter Bridgewater

Primera parte. Los escenarios acuáticos h 9 Ecosistemas acuáticos: diversidad, procesos, problemática y conservación h Óscar Sánchez

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Conceptos fundamentales sobre ecosistemas acuáticos y su estado en México h Mauricio Cervantes

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Segunda parte. Evaluación y seguimiento h 69 Integridad biótica de ambientes acuáticos h 71 Ricardo Pérez Munguía, Raúl Pineda López y Martina Medina Nava Técnicas para evaluación y monitoreo del estado de humedales h y otros ecosistemas acuáticos Francisco J. Abarca

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Tercera parte. Conservación y restauración h 145 Ecosistemas acuáticos costeros: importancia, retos y prioridades para su conservación h Francisco Javier Flores Verdugo, Claudia Agraz Hernández y Daniel Benítez Pardo Aplicaciones prácticas para la conservación y restauración de humedales h y otros ecosistemas acuáticos Roberto Lindig-Cisneros y Luis Zambrano

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Cuarta parte. El marco socioeconómico h 189 Ecosistemas acuáticos y procesos socioeconómicos h Mónica Herzig

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Organización y capital social como factores de conservación y uso sustentable h de ecosistemas acuáticos y humedales Mónica Herzig

Quinta parte. El marco jurídico-administrativo h 243 Marco legal e institucional aplicable a la gestión de humedales h y ecosistemas acuáticos en México Juan Carlos Carrillo Índice analítico h

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Prólogo

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esde la desértica península de Baja California hasta la península de Yucatán, y desde las playas del Pacífico que actúan como áreas de anidación para tortugas marinas hasta las montañas que forman la columna vertebral del país, México tiene algunas de las más variadas geoformas del planeta, lo que incluye una considerable variación climática. Este caleidoscopio de formas terrestres y marinas constituye un patrón que ha resultado perfecto para el desarrollo de humedales de todo tipo, desde pantanos y lagos de montaña, humedales efímeros en sistemas desérticos, humedales hipersalinos de la llanura costera de Baja California, playas de anidación de tortugas, manglares, arrecifes coralinos hasta humedales en áreas cársticas. Únase esta variedad de tipos de humedales a la dependencia de las personas respecto del agua y de otros servicios que proveen los propios humedales, y la sucesión de diferentes civilizaciones y pueblos asentados en el país a través de milenios, y se tendrán elementos humanos, perspectivas culturales y diversidad biológica que enmarcan el entramado del pasado, el presente y el futuro de los humedales que hoy disfruta el país. Este libro ayuda a explicar todo lo que usted necesita saber acerca de los humedales de México, desde su ecología básica; por qué y cómo dar seguimiento a sus

cambios; el imperativo de su conservación y cómo hacerla realidad; las necesidades, formas y medios por los cuales se pueden restaurarse estas zonas; todo ello sin olvidar los aspectos socioeconómicos y de manejo. Respecto de los humedales, como para todos los ecosistemas, México es ciertamente un país megadiverso, reconocido como poseedor de una extraordinaria riqueza de especies, las cuales son los rasgos visibles de un sistema genético altamente variado, factores que se combinan formando una compleja textura de ecosistemas de tierra y mar. Esta diversidad demanda una multiplicidad de respuestas para cuidar de los humedales: requiere una responsabilidad comunitaria que va desde el individuo hasta el gobierno, para asegurar que las futuras generaciones de mexicanos (y desde luego la comunidad mundial) puedan beneficiarse de la extraordinaria riqueza que representa la diversidad de ecosistemas de humedal. En 2004, durante el Día Mundial de los Humedales, celebrado el 2 de febrero, tuve el gran placer de acudir a una ceremonia en el estado de Jalisco, que incluyó la visita al sitio de la Laguna de Sayula, para anunciar la adición de 34 nuevos humedales mexicanos a la lista de Humedales de Importancia Internacional, que se sumaron a los 17 hasta entonces existentes. Esa acción visionaria del gobierno, de adicionar el doble de sitios incluyendo todo tipo de humedales, ha Presentación 

colocado a México a la vanguardia de la conservación de estos ecosistemas y ha establecido una marca de excelencia. Desde esa fecha se han agregado 16 sitios más, con lo que el total para México es ahora de 67; esto lo convierte en un país con un gran número, pero también con una gran diversidad de Humedales de Importancia Internacional. Por supuesto, la cantidad de sitios por sí misma no es suficiente; el manejo es lo esencial. Deben reconocerse los esfuerzos continuos del gobierno respecto de

la conservación y restauración de los humedales. Este libro marca una importante contribución a los esfuerzos para incrementar la conciencia de la comunidad en relación con todos los aspectos de la ecología de humedales. También ayudará a guiar a la comunidad para asegurar que México continúe disfrutando de su amplia diversidad de humedales y en consecuencia, de los servicios que proveen a las personas y, desde luego, al planeta. ¡Léalo, disfrútelo, y actúe de acuerdo con sus mensajes!

Peter Bridgewater Presidente del UK Joint Nature Conservation Committee. Secretario General de la Convención Ramsar, 2003–2007

 Perspectivas sobre conservación de ecosistemas acuáticos

Primera parte Los escenarios acuáticos

Ecosistemas acuáticos: diversidad, procesos, problemática y conservación Óscar Sánchez*

Introducción No somos seres acuáticos. Quizá por este hecho evolutivo con frecuencia olvidamos que dependemos estrechamente de los ecosistemas acuáticos; y también olvidamos que las capacidades de éstos para soportar nuestras presiones tienen límites reales. Es común que la sociedad centre su atención en la riqueza y variedad de las formas de vida propias de ecosistemas terrestres y en la importancia de su conservación, lo cual suele dejar a los acuáticos en un perfil más bajo. Por fortuna, iniciativas como el Atlas de aguas continentales y diversidad biológica de México (Arriaga et al., 1998 y 2002) han empezado a contribuir para llenar ese hueco en nuestro país. El fenómeno histórico de subestimación de la importancia y la urgencia de revertir los daños que presentan la mayor parte de los ecosistemas acuáticos puede obedecer, al menos en parte, a nuestra falla para reconocer que la exigencia de agua limpia en las ciudades no es congruente con el uso y desecho que hacemos de ella, una vez usada, y para admitir que somos responsables de la alteración de la recarga y depuración naturales. *

Consultor en conservación de vida silvestre. Correo-e: [email protected].

Para la mayoría de las personas las experiencias de contacto con la naturaleza en el medio acuático son considerablemente menos frecuentes que aquéllas relacionadas con visitas a bosques, selvas, desiertos y otros lugares. Incluso durante recorridos a la vera de arroyos y lagunas es factible que la importancia de éstos sea subestimada y la mayoría de las formas de vida acuáticas ignoradas. La atención del visitante puede quedar atrapada momentáneamente por poderosos espectáculos naturales, como el que proveen las aves acuáticas al levantar el vuelo, pero raras veces se mantiene suficiente tiempo como para hacerse preguntas sobre la diversidad biológica y las funciones de los ecosistemas acuáticos. Así, numerosas plantas —sumergidas, emergentes y flotantes— y animales acuáticos y ribereños como peces, crustáceos, anfibios y muchísimos invertebrados, pueden pasar virtualmente inadvertidos debido a sus hábitos poco notorios. En otros casos, el aspecto de algunos organismos puede resultar poco atractivo para el común de las personas, lo que hace que soslayen el conocimiento de su importancia. Si todo lo anterior ocurre en el caso de los seres macroscópicos, cabe imaginar el desconocimiento y desinterés en comunidades de algas microscópicas, de protozoarios y de otros microorganismos acuáticos, cuyas abundancias relativas y fluctuaciones a través del tiempo pueden Ecosistemas acuáticos 11

ejercer, sin embargo, efectos muy importantes en las condiciones del medio acuático. A pesar de nuestro uso cotidiano del agua y de la ingente cantidad de discursos sobre su uso razonado, como sociedad tampoco solemos tener muy presentes los procesos hidrológicos que se relacionan con el aporte del agua que requerimos (fuentes de origen, intermitencia, abundancia o escasez, y sus cualidades químicas y biológicas). Usualmente ignoramos que las variaciones de las temperaturas en un cuerpo de agua tienen efectos en el mesoclima y los microclimas locales; no relacionamos los rasgos físicos de las corrientes con sus características propias y con la dinámica de los suelos asociados con situaciones ribereñas. Asimismo, los signos y síntomas de deterioro de los ambientes acuáticos y sus posibilidades reales de conservación o restauración, son temas más o menos confusos en el devenir cotidiano de la sociedad. En contraste con el insuficiente interés que históricamente hemos otorgado a los ecosistemas acuáticos es interesante saber cómo, una vez que se han logrado visualizar la complejidad de los ecosistemas acuáticos, su amplia variedad y su relevancia, esta percepción puede cambiar significativamente la perspectiva y actitud de un observador realmente interesado. La transformación de la actitud personal es una necesidad fundamental, ya que es el principio de potenciales cambios colectivos; pero, por sí misma, no será suficiente para revertir las tendencias de deterioro. En realidad el conocimiento acerca de ecosistemas como arroyos, ríos, charcas, pantanos, lagos, lagunas costeras, arrecifes, entre otros, debe integrarse funcionalmente en la sociedad para facilitar la confluencia de esfuerzos y la movilización social necesarias para abordar la conservación y restauración de estos ecosistemas. Claramente, las presiones de un sistema económico globalizado basado esencialmente en el abuso de los recursos naturales para abastecer un consumo desmesurado (y no pocas veces injustificable), retrasan la atención efectiva del deterioro de los ecosistemas, incluidos los acuáticos. Aún así, las sociedades reaccionan con cierta facilidad respecto a temas como la conveniencia, la comodidad, la seguridad y la certeza en la disponibilidad de agua y de los numerosos recursos asociados con ésta. Y reaccionan de manera notoria cuando perciben la disminución de este tipo de bienes y servicios naturales. Hoy, 12 Los escenarios acuáticos

muchos fenómenos nos alertan continuamente acerca del deterioro del bienestar. En una amplia variedad de estos temas, destacan los claros indicios de reducción de la disponibilidad del agua en cantidad y calidad; de incremento de los efectos nocivos de desechos domésticos e industriales —vertidos en cantidades que sobrepasan la capacidad de los ecosistemas para degradarlos— de inestabilidad meso y microclimática; de problemas de salud asociados con ello y hasta aquellos vinculados al deterioro pesquero. No cito fuentes aquí pues los diarios de todo el mundo, desde hace décadas, se ocupan de esto con frecuencia. Es claro que un conocimiento más completo e integrado acerca de la composición de especies, de la estructura y la función de los ecosistemas, entre ellos los acuáticos, es una herramienta fundamental en el trabajo de conservación y restauración del entorno natural. La llamada ciencia básica, las disciplinas de aplicación basadas en ella, la economía, la educación y una actitud responsable en la política pública tienen, todas, mucho camino por andar para lograr revertir tendencias de degradación ambiental que han alcanzado magnitudes descomunales. Un conocimiento más profundo acerca de los ecosistemas acuáticos, acerca de su diversidad, su estado de conservación y posibilidades de conservaciónrestauración, es una herramienta fundamental para personas que tienen a su cuidado ecosistemas de este tipo, tanto en el gobierno federal, en gobiernos estatales y municipales, en organizaciones de la sociedad civil, en universidades y otras instancias. Aun cuando este volumen se orienta principalmente hacia los ecosistemas acuáticos continentales (y más específicamente los humedales) en este capítulo se revisa a grandes rasgos la diversidad de tipos de ecosistemas acuáticos, incluidos los marinos, y se comentan algunos de sus aspectos básicos. Más adelante se exploran los temas de la escala geográfica, la fragilidad de esos sistemas, la aceleración indebida de cambios, los retos actuales y las responsabilidades sociales esenciales para su conservación.

Diversidad de los ecosistemas acuáticos Una rápida revisión de los principales tipos de ecosistemas acuáticos probablemente permita percibir mejor

su enorme diversidad, sus atributos de heterogeneidad y su importancia en distintos aspectos. Los términos utilizados en distintos estudios y compendios sobre ecosistemas acuáticos pueden mostrar también cierta variación —sea en la definición estricta o en el uso— por lo que se sugiere al lector, como complemento a la lectura de éste y otros capítulos del presente libro, la consulta de una muy recomendable y actualizada obra sobre conceptos y términos de hidrología, publicada en español por De la Lanza (1996).

Océanos y mares Los océanos y mares son los ecosistemas acuáticos más importantes a escala planetaria, principalmente en función de su formidable tamaño e influencia en el patrón climático global, y de su papel en la economía humana en relación con las actividades pesqueras de gran escala y otras. Paradójicamente son los ecosistemas menos conocidos, especialmente en lo que toca a la ecología del océano medio y del océano profundo. El rasgo más característico del ambiente marino es su salinidad (en promedio alrededor de 35 ppt 0/00; Kalle, 1971). A pesar de que elementos como el cloro y el sodio se relacionan con el 86% de las sales marinas, el mar no es una simple solución de cloruro de sodio (NaCl), pues la cantidad de iones positivos (cationes) excede la cantidad de iones negativos (aniones), con lo que el agua marina resulta ligeramente básica (alcalina), con un pH de 8 a 8.3 (Smith, 1980). Sin embargo, la salinidad puede variar cerca de la superficie debido a las interacciones con el agua de lluvia y el aire; y en las masas de agua mayores bajo la superficie el movimiento de éstas, junto con la precipitación de compuestos insolubles hacia el fondo y otros fenómenos, también pueden hacer variar la salinidad. La heterogeneidad del ambiente marino se incrementa debido a las corrientes marinas, cuyo flujo puede determinar estratificación y entrelazamiento de volúmenes de líquido con distintas temperaturas. Asimismo, la presión dentro del mar varía entre 1 atm en la superficie y más de 1,000 atm en la fosas oceánicas profundas. De hecho, las características conocidas de los ambientes marinos permiten cierta división en categorías, lo que ha facilitado un tanto su entendimiento:

Zona pelágica. Se refiere al cuerpo de agua marino por sí mismo. Pueden reconocerse en ella algunas subzonas, de acuerdo con distintos criterios. Por ejemplo, la subzona nerítica, nombre que hace referencia a aquellas aguas que cubren la plataforma continental, en tanto que la subzona oceánica es aquélla que incluye al resto de las aguas. En sentido vertical, la zona pelágica también puede dividirse en subzonas: la más superficial es llamada subzona fótica, lo que denota el hecho de que la luz alcanza a llegar a ella. En general, comprende hasta cerca de los 200 m de profundidad (no obstante esta subzona no es uniforme, pues en ella existen gradientes abruptos de iluminación, de temperatura y de salinidad). A mayores profundidades se puede reconocer la subzona mesopelágica, en la cual la luz es exigua y donde el gradiente térmico es más suave, y con menores variaciones en el tiempo; en la subzona mesopelágica existe un nivel mínimo de oxígeno y mayores concentraciones de nitratos y fosfatos. A mayor profundidad se halla la zona batipelágica (véase más abajo). Zona béntica. En general, se refiere, al fondo marino, sitio donde habitan distintas formas de vida que se caracterizan por medrar entre la arena y el cieno del fondo. En estos sitios, mucha de la materia orgánica proviene de la muerte de organismos que habitan en regiones más superficiales, cuyos restos terminan alcanzando el lecho marino. La profundidad a que se halle el fondo marino hace que las condiciones de temperatura, luz y presión, entre otros factores, puedan ser radicalmente distintas en diferentes partes del océano, lo que impone severas restricciones a la mayor parte de las formas de vida en aquellos sitios de mayor profundidad. En las profundidades mayores se puede decir que el fondo marino está en contacto con la usualmente llamada subzona batipelágica, en la cual prevalecen la oscuridad, la alta presión hidrostática y bajas temperaturas (usualmente entre 2 y 3ºC; Smith, 1980). Estas últimas son las condiciones características de los llamados abismos oceánicos. Abismos oceánicos. Este concepto específico se refiere a fosas de más de 1,000 m de profundidad ubicadas en la subzona batipelágica. Los avances obtenidos en la exploración de las fosas oceánicas durante los últimos 20 años han mostrado hechos inesperados como que, a grandes profundidades y en total ausenEcosistemas acuáticos 13

cia de luz solar, existen comunidades de bacterias, de varios invertebrados y unos cuantos vertebrados, que se desarrollan de manera estable gracias a la energía que proveen surtidores hidrotermales asociados con la actividad volcánica que ocurre bajo la corteza de la Tierra (Jannasch, 1983; Grassle, 1984). En estos insólitos ecosistemas los productores primarios son bacterias muy especiales, capaces de transformar materiales inorgánicos, incluyendo algunos compuestos de azufre, en materiales aprovechables por la vida. La biomasa crece en torno a este proceso que resulta radicalmente distinto al que sustenta el paradigma de la ecología tradicional (en el cual los productores primarios transforman materia inorgánica en materia orgánica, utilizando la energía solar). Varios tipos de gusanos se alimentan de las bacterias en las ventilas hidrotermales y, a su vez, algunos crustáceos depredadores y hasta peces abisales obtienen su alimento en la vecindad de esos surtidores de calor, sin que ninguno de estos seres sea tocado por la luz solar a lo largo de su vida. Esto constituye un apartado adicional de la biodiversidad, básicamente desconocido hasta hace relativamente poco, pero cuya conservación es de la mayor importancia puesto que continúa aportando evidencia de alto interés respecto al origen y desarrollo de la vida en la Tierra. Aguas pelágicas en general. Probablemente las zonas marinas más importantes para el hombre son las aguas pelágicas intermedias, debido a que en ellas se desarrollan principalmente las actividades pesqueras marítimas. La mayor parte de los peces y otros organismos de gran importancia para el consumo humano son obtenidos de comunidades biológicas que habitan en extensiones más o menos superficiales de agua marina pero, hasta el momento y a pesar de distintos esfuerzos, no se conocen suficientemente ni la magnitud de las poblaciones de las especies que se pescan, ni sus relaciones con otras especies y comunidades, ni las fluctuaciones naturales, ni todos los movimientos, ni los determinantes de los procesos de productividad y estabilidad de los ecosistemas que sostienen la pesca (Brill y Lutcavage, 2001). El mar sigue planteando retos de gran envergadura para la investigación y la conservación, tanto por su tamaño como por su complejidad. Pero llama la atención que, a pesar de su enorme extensión, el océano puede estar 14 Los escenarios acuáticos

resintiendo ya los efectos de la sobreexplotación de especies marinas y de la contaminación por diversos tipos de desechos producidos por la humanidad. La preocupación por estos hechos ha motivado a la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza (UICN por sus siglas en inglés) a cuestionar el extendido mito de que las especies marinas tienen una gran resiliencia a la extinción y que no corren riesgo; esta nueva preocupación tiene su base en evidencias de deterioro, derivadas principalmente de pesquerías. La circunstancia ha generado un impulso para promover acciones tendientes a conocer mejor los síntomas de degradación de los ambientes marinos y de las formas de vida que allí habitan, sobre todo aquéllas que son explotadas para consumo humano (Bräutigam, 2003). Las áreas pelágicas de los mares que se ubican en el territorio mexicano no son la excepción a esta situación conflictiva, agravada por un conocimiento deficiente y un uso muy intenso, situación en la cual las acciones de conservación y restauración resultan muy difíciles, empezando por la propia escala geográfica del problema. Arrecifes. Hacia las costas, quizá la diversidad biológica marina se vuelve un concepto más cercano a la experiencia y a la curiosidad humanas. Los arrecifes son formaciones submarinas, principalmente de carbonato de calcio secretado por corales (celenterados), por algas rojas como las del género Porolithon, así como por foraminíferos y moluscos (Smith, 1980; Barnes y Chalker, 1990). Es bien conocido que los arrecifes albergan una excepcional riqueza biológica; esto obedece a que, además de los organismos que secretan carbonatos y forman la estructura del arrecife, la complejidad estructural provee una variedad de microhábitat que alberga a muchos tipos diferentes de organismos. Además, las especies que forman y habitan arrecifes son distintas en los diferentes mares del mundo, lo que agrega un importante componente a la diversidad global. Estando ubicados a poca profundidad, los arrecifes reciben un recambio frecuente de nutrientes gracias a las mareas y corrientes marinas, así como un buen aprovisionamiento de oxígeno. Todo esto explica porqué los arrecifes están entre los ecosistemas acuáticos más productivos del mundo. Por otra parte, los arrecifes son ecosistemas muy delicados pues las asociaciones funcionales de orga-

nismos animales y vegetales, las llamadas zooxantelas, se formaron en condiciones prolongadas de relativa estabilidad ambiental en una escala de al menos algunos miles de años (en algunos casos, hasta millones). Por esta circunstancia resultan sumamente sensibles a alteraciones en las condiciones químicas del agua, a cambios súbitos de la temperatura y a modificaciones respecto a las especies presentes, ya sea la remoción de las existentes o la introducción de especies ajenas a ellos. De hecho, cambios aparentemente menores en la salinidad, la temperatura o la iluminación (el incremento en la radiación UV, por ejemplo) pueden reducir la existencia de zooxantelas entre 60 y 90%, lo que puede significar la desaparición de la base formativa del arrecife y, por ende, su muerte (comúnmente llamada “blanqueado”), al rebasarse la resistencia y resiliencia del ecosistema (Glynn, 1996, entre otros). La conservación de los arrecifes se complica debido al gran atractivo que significan para la industria turística, lo que implica el incremento de la navegación recreativa de cabotaje así como la pesca tanto de subsistencia como deportiva e, incluso, la captura y consecuente comercio de especies de interés para los acuarios. Por otro lado, la relativa accesibilidad de los arrecifes y su atractivo han fomentado un mayor interés del público y una mayor actividad de investigación científica sobre estos. Lo que hoy sabemos, después de muchas décadas de trabajo de investigadores en todo el mundo, puede utilizarse en apoyo de su conservación y su restauración. Sin embargo, debe tenerse claro que el incremento de la actividad humana en los arrecifes agrega riesgos innecesarios a la situación delicada que ya tienen varios de estos ecosistemas. Aguas someras aledañas a los litorales. Aun aquellas áreas costeras que no contienen arrecifes albergan ecosistemas acuáticos de gran importancia, que proveen diversas especies pesqueras de interés comercial y otras que son básicas para la subsistencia de las comunidades humanas que allí habitan. Ante la dificultad de manipular las condiciones del medio marino para fomentar la producción —y aún más para lograr su eventual restauración en caso de deterioro— la utilización de aguas marinas cercanas a los litorales para la pesca, entre otras actividades, sólo podrá ser sustentable en la medida en que se conozcan mejor los

factores que determinan la presencia, la abundancia y las fluctuaciones naturales de las especies que forman esas comunidades. Asimismo, resulta de máximo interés disponer de un conocimiento claro y funcional sobre el estado, la tendencia y los efectos de las actuales descargas de contaminantes al mar, provenientes de actividades humanas tanto marítimas (exploración, explotación y transporte de petróleo, entre otras) como terrestres (descarga de drenajes urbanos e industriales). En resumen, considerando nuestra exigua posibilidad de influir en la restauración del deterioro a la escala de mares y océanos, la conservación de estos ecosistemas acuáticos requiere, sobre todo, gran mesura en el uso. Ambientes acuáticos en la línea de costa. El encuentro entre el agua marina y la tierra forma ambientes únicos, determinados entre otras cosas por la estructura del terreno. Así, existen varios tipos generales como los litorales rocosos, las pozas de marea y las playas arenosas, entre otros. En las costas rocosas habitan formas de vida con distintos grados de tolerancia a la desecación; las más tolerantes habitan en la parte más alta, llamada franja supralitoral (la cual puede pasar períodos largos expuesta al aire en los lapsos que median entre el acceso y el retiro de las mareas mayores). En esta franja existen costras de líquenes y algas verde-azules, estas últimas protegidas por mucosidad resistente a la desecación y que, a su vez, son alimento de animales marinos igualmente resistentes a la deshidratación, como los caracoles del género Littorina (Doty, 1957). La zona propiamente litoral es aquella franja de las costas rocosas que es cubierta y descubierta diariamente por las mareas. En ella viven principalmente crustáceos muy modificados, los percebes o bellotas de mar (Crustacea: Cirripedia), que se fijan a las rocas entre masas de algas feofíceas y rodofíceas; también hay moluscos bivalvos, equinodermos y briozoarios (Smith, 1980). La parte más baja de esta franja litoral sólo queda descubierta durante los períodos de marea más baja. La zona sublitoral es el punto de contacto de las costas rocosas con el mar abierto y alberga numerosas formas de vida, especialmente en aquellas áreas donde las irregularidades de la roca y las distintas texturas de ésta provocan patrones diferenciales de turbulencia, gradientes de oxígeno, de luz y temperatura. Ecosistemas acuáticos 15

Asimismo, en las áreas costeras rocosas muchas veces quedan huecos (de tamaño variable, desde pequeños hasta pozas de varias centenas de metros cuadrados de superficie) donde, al retirarse la marea, se conserva cierta cantidad de agua marina por un cierto lapso. Estos sitios, llamados pozas de marea, contienen un tipo de ambiente peculiar: en los de poca profundidad la temperatura puede llegar a ser muy alta y la evaporación puede incrementar la salinidad considerablemente; no obstante, si llueve, la precipitación puede modificar las condiciones de las pozas drásticamente, disminuyendo la salinidad al menos mientras la marea no vuelva a inundar el sitio. Esto hace que las pozas de marea sean sitios inestables en períodos cortos pero que, a pesar de ello, resultan importantes como hábitat temporal de muy diversos organismos (Yonge, 1949). Y también están las playas. Donde las costas están formadas por arena con pendientes muy suaves, el ir y venir del oleaje determina la amplitud, física y ecológica, del área disponible para los organismos acuáticos presentes. De hecho, a simple vista las playas parecen áreas prácticamente desnudas de vida, pero en ellas existen muchas formas de vida superficiales (epifauna) y otras que viven enterradas (infauna), cuya existencia depende de los nutrientes que acarrean las mareas y de otros que llegan desde tierra (Smith, 1980). La naturaleza del material que forma la arena, y el tamaño y textura de ésta, determinan las características de estos ambientes acuáticos (entre otras, la capacidad de retener el agua) y esto influye en la presencia de formas de vida que pueden sobrevivir allí exitosamente. La ubicación de algunas de esas formas de vida vegetales y animales, en estos puntos de encuentro mar-tierra, está determinada por su tolerancia a la fuerza del oleaje, a los niveles máximo y mínimo de la marea, a la textura de la arena y a otros factores. A su vez, las formas de vida terrestres asociadas con playas marítimas están determinantemente influidas por otros factores, por ejemplo, para algunas plantas, el límite hasta el cual el agua de lluvia puede ser aprovechada, evitando así la desecación o la deshidratación osmótica, o bien, para especies tolerantes a la alta salinidad, la posibilidad de mantenerse fijas en el sustrato, entre muchos más. Otras formas de vida en las playas son móviles y siguen las fluctuaciones de la línea de marea, la cual determina 16 Los escenarios acuáticos

el aporte de materiales alimenticios; otras, totalmente acuáticas, aprovechan las playas para desovar y otras más, terrestres o voladoras, dependen de los organismos habitantes de las playas para su alimentación. Estos ambientes playeros, relacionados estrechamente con el agua de mar y la de lluvia, quizá no sean ecosistemas por sí mismos en el sentido clásico, pues en ellos ocurre muy poca producción primaria de biomasa, pero vinculan el ecosistema marino con el terrestre y, en ese aspecto, representan un capítulo aparte respecto a la conservación y a la restauración. Especialmente son de interés los cambios profundos que a través del tiempo provocan los procesos de erosión hídrica y otros factores, que modifican el paisaje de playas y costas en general. Autores como Short (2000) se han ocupado de estos temas.

Interfases entre aguas marinas y continentales Estuarios, marjales salobres y lagunas costeras. Las varias interfases entre el mar y la tierra firme incluyen, de modo muy general, los estuarios, los marjales salobres y las lagunas costeras. Estos tipos de ecosistemas acuáticos representan situaciones especiales, debido a que el contacto entre el agua salina y la dulce implica una dinámica muy activa de intercambios físicos, químicos y biológicos, principalmente entre el mar y las desembocaduras de ríos (Smith, 1980). Todo ello crea condiciones ambientales variables en cuanto a la salinidad del agua y su oxigenación, así como a los nutrientes en suspensión y a las condiciones de los suelos inundados. Algunas de estas variaciones están sujetas a periodicidad estacional y otras pueden calificarse como elementos de un régimen de perturbaciones a menores plazos (incluso diarios). Las formas de vida acuáticas en ecosistemas estuarinos están distribuidas en general de acuerdo con los gradientes de salinidad y así, por ejemplo, la riqueza de especies tiende a decrecer de la boca de un estuario hacia aguas arriba del río que desemboca allí (Wells, 1961). Podría pensarse que la inestabilidad ambiental inherente a estos sistemas acuáticos haría difícil su colonización por plantas terrestres; sin embargo, a lo largo de millones de años numerosos organismos se han especializado, adaptándose a estas complejas

condiciones. Numerosas plantas halófitas de los géneros Spartina, Distichlis, Monanthochloë, Abronia o Atriplex, entre muchas más (Knapp, 1965, GonzálezMedrano, 1972; Rzedowski, 1978) pueden formar comunidades de marjal salobre. Por otra parte, plantas como los mangles y otras, son capaces de tolerar condiciones de salinidad alta. Además, la densidad y organización espacial de plantas de varias especies de mangle y su característica fisonómica —frecuentemente con raíces adventicias— forman un hábitat único e indispensable para una gran variedad de formas de vida acuáticas y terrestres (véase Flores Verdugo, en este volumen). Muchos invertebrados, especialmente moluscos y crustáceos, encuentran alimento de especial valor nutritivo en los microorganismos y detritos que proliferan en las aguas de estos escenarios, tan variables como productivos. De hecho, los cambios tan frecuentes y pronunciados, en los factores abióticos y bióticos, crean condiciones adecuadas para una alta productividad ecológica y esto favorece, a su vez, la riqueza de especies animales y vegetales microscópicas y macroscópicas en estos sitios. Sólo como ejemplo de las características especiales de los manglares, se ha calculado que la productividad de hojarasca en ellos puede estar cerca de 2,610 kg (peso seco) ha/año en Quintana Roo, México (Navarrete y Oliva-Rivera, 2002), mientras que en Australia se ha documentado que la productividad puede llegar a estar entre 10,000 y 14,000 kg de peso seco ha/año (Hamilton y Snedaker, 1984); esto sitúa a estos ecosistemas entre los que generan más biomasa en el mundo. Naturalmente, numerosos vertebrados —especialmente aves, tanto migratorias como residentes— aprovechan la abundancia de alimento y el refugio que les brindan la vegetación y las aguas de estuarios, marjales y albuferas. En estos ambientes acuáticos, cambiantes en lapsos cortos, la estabilidad a largo plazo depende —un tanto paradójicamente— de que se mantenga ese patrón de variabilidad de condiciones ambientales, principalmente relacionado con el influjo, la salida y el reflujo de las aguas salinas a cuerpos de aguas dulces, principalmente aquellos que, como se indicó más arriba, se hallan en las desembocaduras de ríos. En muchos casos el estudio, la conservación y la restauración de manglares, y de otros ecosistemas donde se entremezclan aguas dulces y salinas, se han

visto obstaculizados por la dificultad para definirlos en términos de su composición florística, con respecto a ecosistemas de áreas aledañas con los cuales se entremezclan (Jayatissa et al., 2002) y esto es también parte de los retos a superar. Por toda la complejidad ecológica de su funcionamiento los manglares son ecosistemas únicos. Considerando que la distribución geográfica de los manglares es sumamente limitada a escala mundial, su conservación es una responsabilidad que urge atender.

Aguas continentales Las aguas continentales pueden tener sus masas en dos condiciones generales de desplazamiento: con visible movimiento horizontal y rápido recambio de líquido, o con movimientos lentos, principalmente convectivos y recambio lento. Los cuerpos de agua que se mueven en una dirección más o menos definida, y en los que el líquido se recambia por el flujo ágil, se denominan lóticos. En comparación, los cuerpos de agua cuyo contenido de líquido se mueve básicamente dentro de la depresión del terreno donde se hallan, y lo hace principalmente con movimientos convectivos con un recambio de aguas más o menos limitado, se llaman lénticos. Evidentemente, en la naturaleza pueden encontrarse situaciones intermedias entre ambas condiciones, pero la distinción ayuda a comprender mejor la dinámica de los ecosistemas acuáticos epicontinentales. En general, pueden reconocerse distintos tipos de ecosistemas, tanto lóticos como lénticos, lo cual ha motivado el desarrollo de distintos sistemas de clasificación; entre los más difundidos se halla el creado por Cowardin et al. (1979) para los hábitats acuáticos en una parte de Norteamérica, mismo que ha sido la base de muchas modificaciones y variantes. Por la mera tendencia del agua a ocupar las depresiones del terreno, los ecosistemas acuáticos suelen considerarse mejor delimitados de manera natural que los terrestres. Pero al mismo tiempo, el propio volumen de la masa acuática y su movilidad (o la falta de ella), imponen limitaciones importantes a factores críticos para la existencia continua de las distintas formas de vida acuática que, si cambian sensiblemente, pueden alterar de modo permanente el ecosistema. Ecosistemas acuáticos 17

Entre los factores que confieren al agua sus cualidades están su densidad y las variaciones de ésta con la temperatura, debido a su alto calor específico (que es la causa de su lento incremento de temperatura y, al mismo tiempo, de su tendencia a enfriarse lentamente). Además, el agua muestra una sorprendente capacidad para disolver una gran cantidad de elementos y compuestos químicos (i.e. propiedad de solvente casi universal debido a su carácter de molécula bipolar [H2O, con carga positiva hacia el hidrógeno y carga negativa hacia el oxígeno]). Todo lo anterior es lo que hace del agua un componente y un medio fundamental en el fenómeno de la vida, tanto en el mar como en ríos y lagos. A escalas local, regional, subcontinental y continental, existen muchas posibilidades de estructuración y funcionamiento de los ecosistemas acuáticos. El tamaño, el movimiento, la evaporación, la oxigenación, la presencia de distintas combinaciones de solutos, el tipo de sedimentos presentes y su tasa de depósito, la temperatura del líquido (cuya marcha, a su vez, es determinada por la topografía del vaso, por su profundidad máxima, y por la forma y velocidad en que ingresa y egresa agua en el sistema), son factores que proporcionan en menor o mayor medida, las características de cada entorno acuático. Un ejemplo simplificado al extremo puede ser la organización que muestra un lago, en función de su profundidad y de si localmente los patrones de circulación de agua diarios o estacionales son simples o complejos, como ocurre en áreas templadas, donde las variaciones estacionales de temperatura generan capas térmicas más o menos definidas (epilimnion, mesolimnion e hipolimnion, de la superficie al fondo). La interacción entre esos factores abióticos determina un cierto arreglo de variables que a su vez condicionan interacciones más complejas; algunas especies son transportadas por el viento, unas son microscópicas y otras macroscópicas; algunas vegetales, otras animales y otras más fúngicas; unas autóctonas y hasta microendémicas, otras incluso alóctonas (es decir exóticas, e.g. especies ajenas al sitio, a la región o al país, introducidas ya sea accidental o deliberadamente), y otras de distribución muy amplia a escala regional o mundial. La coexistencia de tan gran variedad de factores, bióticos y abióticos, forma 18 Los escenarios acuáticos

ecosistemas acuáticos peculiares en distintas partes del planeta. Por supuesto, cada combinación local es única y seguramente irrepetible. Además, cada ecosistema acuático puede existir en un estrecho margen de circunstancias, por ejemplo, si históricamente se ha mantenido con variaciones y ritmos de cambio suaves, esto podría hacerlo altamente vulnerable a cambios de mayor magnitud, especialmente si estos se produjeran de manera abrupta en el tiempo (como en tiempos cortos como los de una vida humana). Con estos conceptos generales, puede pasarse a una revisión general de los principales ecosistemas acuáticos en áreas continentales.

Ecosistemas lóticos Arroyos y ríos de montaña. La topografía de cada región, y la íntima relación entre la fuerza de gravedad de la Tierra y el flujo del agua, determinan la ubicación y límites de las llamadas cuencas hidrológicas superficiales, usualmente formadas por depresiones que, juntas, frecuentemente resultan en estructuras anidadas de mayores dimensiones (Allen y Hoekstra, 1992; Sánchez, 2003). Evidentemente el agua captada de la lluvia fluye desde las partes altas de cada cuenca, mediante un proceso que inicia con la retención inicial del agua en el suelo, favorecida por la vegetación nativa presente en la cabecera de una cuenca. Aunque puede haber cierto arrastre de materiales del lecho, si existe el colchón de vegetación en la cabecera de cuenca, la paulatina liberación de agua por éste y la consolidación que da a las riberas logra evitar que los torrentes resulten demasiado erosivos. Si se remueve la cubierta vegetal en cabeceras de cuenca, se sumarán al cauce más materiales del suelo y la cantidad de sedimentos será mucho mayor al llegar las aguas al pie de monte. En una cuenca típica los flujos superficiales —y eventualmente algunos subterráneos— coalescen formando un arroyo en el fondo de cada nanocuenca o microcuenca. Este arreglo se repite de manera anidada en cuencas de dimensiones cada vez mayores formando cauces con mayor tirante de agua y, finalmente, forma las macrocuencas y grandes ríos que son de tanta importancia para la vida humana, especialmente

para bebida y aseo, riego, drenaje, y para la industria hidroeléctrica. Dicho sea de paso, hasta ahora, estos usos no han logrado merecer el calificativo de ecológicamente sustentables. Volviendo a las fuentes de los ríos, raras veces la superficie de una cabecera de cuenca tiene una superficie uniforme; por el contrario, lo usual es que su relieve sea más o menos abrupto y la pendiente considerable, por lo cual es frecuente que los arroyos de montaña tengan muchos tramos con flujo turbulento; a diferencia de los ríos de planicie, que tienen trechos más largos con flujos mucho más laminares. Así, las corrientes rápidas de montaña (con velocidad de más de 50 cm/seg; Nielsen, 1950) propician una alta oxigenación del agua, que favorece a formas de vida vegetal, animal, fúngica y microorganísmica característicos, especialmente las comunidades de algas que crecen en los rápidos (también llamados rabiones) y los muchos invertebrados estrictamente asociados a torrentes (Nielsen, 1950). Cuando existe cobertura densa de vegetación nativa en la cabecera de cuenca, la liberación paulatina del líquido permite que algunos arroyos de montaña tengan un escurrimiento perenne en tanto que, en cabeceras de cuenca que de modo natural son más áridas, el flujo puede ser intermitente e incluso puede interrumpirse en la temporada de sequía. Un fenómeno parecido, pero más drástico, ocurre cuando se remueve la vegetación en las cabeceras de cuenca; esto favorece torrentes de gran fuerza en la época lluviosa, que se alternan con la interrupción del flujo y con la evaporación del agua del suelo de las riberas durante la temporada de sequía, en la mayor parte del cauce. Las temperaturas del agua en esos ambientes lóticos pueden variar a lo ancho, profundo y largo de una corriente dada. La estructuración hidrológica de un arroyo o río de montaña resulta un factor muy importante en el modelado de la forma y textura de las paredes y del fondo. Ciertamente, en los arroyos y ríos de montaña el vigoroso movimiento del agua arrastra los materiales que desprende, lo cual tiende a modificar la forma, la anchura, la dirección y hasta la ubicación misma del cauce (Schumm, 1977; Winward, 2000). Este es un fenómeno natural y permanente, que cambia la fisonomía de un sitio en lapsos prolongados (incluso a veces de manera perceptible a la escala

de una vida humana). Estos procesos de cambio se relacionan principalmente con la interacción entre la velocidad de la masa de agua y la susceptibilidad a la erosión que presente el material que compone el cauce. En los arroyos de montaña perennes de caudal apreciable suele existir una cierta organización del flujo, el cual es más rápido en el centro del cauce que en las paredes del mismo o en la superficie. Los materiales que arrastra un río erosionan las paredes y el fondo a medida que son lanzados por la corriente central hacia estos. Las paredes del cauce suelen tener mayor concentración de raíces sumergidas hacia la parte alta y menor hacia el fondo: con ello, muchos arroyos y ríos muestran una erosión diferencial en las paredes, lo cual puede darle al cauce una forma ovalada, visto una vez más en sentido transversal (Winward, 2000). Esta vigorosa dinámica obliga a buscar maneras adecuadas para dar seguimiento a los cambios en este tipo de entornos y en los ecosistemas que contienen. La vegetación sumergida emergente y flotante de los arroyos de montaña tiende a ser comparativamente pobre pero, curiosamente, en esas corrientes la productividad primaria es relativamente alta debido al arrastre de nutrientes desde las partes más elevadas (Nelson y Scott, 1962), y lo es especialmente en los rápidos, donde el crecimiento de algas sobre rocas es notable e, incluso, permite la proliferación de otras algas —microscópicas— que incluso viven de manera epífita sobre plantas macroscópicas, formando comunidades biológicas conocidas como periphyton (Smith, 1980). Distintas especies animales, microscópicas y macroscópicas por igual (protozoarios, insectos, anfibios y peces, entre muchas más) han logrado adaptarse a estas condiciones especiales, aprovechando la energía que aportan nutrientes orgánicos provenientes tanto de la fotosíntesis local como de aportaciones del medio terrestre corriente arriba. Muchas de esas especies animales son estrictamente dependientes de esas condiciones e, incluso, pueden ser endémicas a esos sitios. Las comunidades bióticas de ecosistemas acuáticos como los ríos son delicadas en general; a veces, puede bastar un pequeño cambio en las concentraciones de metales traza (microgramos por litro) para alterar la fisiología o estado de salud de especies animales locaEcosistemas acuáticos 19

les, lo cual sufre una amplificación de efecto alterando las abundancias relativas de éstas hasta afectar todo el ecosistema (Patrick, 1975). Asimismo, la vegetación de ribera en las corrientes de montaña puede o no ser densa pero, en cualquier caso, forma comunidades cuya composición florística suele ser característica y puede incluir taxones endémicos. La usual transparencia del agua en corrientes de montaña depende de muchos factores, destacadamente de la densidad de la vegetación en la cabecera y corriente arriba, pero en cualquier caso las condiciones hidrológicas son, física, química y biológicamente distintas a las de los ríos de planicie baja, que se forman con la afluencia de distintos arroyos de montaña una vez que estos alcanzan el pie de monte. Ríos de pie de monte y de planicie. El carácter de un río de planicie en su inicio proviene, al menos en parte (tanto en lo fisonómico como en lo hidrológico), de las características físicas del flujo y de los atributos químicos del agua de los distintos arroyos y ríos de montaña que lo forman, y que confluyen en el pie de monte. En estos lugares, durante la época más seca, las aguas que arriban al río de planicie son relativamente claras, pero al llegar la época lluviosa, la turbiedad de los afluentes es mucho mayor debido al arrastre de materiales que se inicia desde las distintas cabeceras de cuenca que confluyen. Todo esto puede determinar las características de la productividad primaria en el inicio de un río de planicie. Por otro lado, no hay que perder de vista que en muchas cuencas no solamente la hidrología superficial es determinante respecto a la cantidad y calidad del agua que llega a un río u otro cuerpo de agua de planicie; también pueden existir mantos freáticos, de distintos tamaños y formas, cuyas aguas pueden verterse finalmente a ríos de planicie en forma de manantiales, luego de un largo tiempo desde su infiltración al subsuelo (Maass, 2003). A veces, un mismo manto de agua subterránea puede aportar líquido a dos o más cuencas hidrográficas, adyacentes pero distintas; éste es un factor más que debe considerarse con todo detalle, al evaluar la dinámica hidrológica de un ecosistema acuático. El flujo de agua de los ríos en áreas con pendiente muy ligera es naturalmente más lento, lo que ocasio20 Los escenarios acuáticos

na frecuentemente cursos sinuosos que favorecen la formación de meandros (curvas exteriores que se aprecian en forma de “c” o “s”). Estos meandros, aunque tienen la tendencia a permanecer por tiempos considerables sufren paulatinamente la debilitación de su estructura, especialmente en las áreas donde la corriente se ve forzada a iniciar el giro. Debido a esta fuerza tangencial los meandros pueden llegar a quedar abandonados por el río, cuando la fuerza de la corriente logra romper el “cuello” del meandro y literalmente corta camino por allí, pendiente abajo (Leet y Judson, 1968). Así, la fisonomía de un río de planicie también puede sufrir modificaciones notables que, por su naturaleza, influyen a su vez sobre los procesos abióticos y bióticos que ocurren en la masa de agua y en las riberas. Otro de los efectos más notorios en cuerpos de agua lóticos es que, cuando fluyen por pendientes suaves, los detritos recibidos por arrastre desde corriente arriba tienden a sedimentarse más en el fondo y, por otra parte, esto puede hacer más probable el desarrollo de comunidades planctónicas. Aunque ya se vio que las aguas, una vez que dejan el pie de monte y se adentran en una planicie suelen disminuir su velocidad, esto puede ser tan variable como lo determine la topografía local, pues a una planicie de muchos kilómetros puede seguir, por ejemplo, un desnivel antes de la siguiente planicie más abajo. Así, por ejemplo, cuando hay caídas de agua entre planicies ubicadas a diferentes altitudes, el nivel de oxígeno disuelto —que habría disminuido a medida que el agua hace un suave recorrido por el cauce— se incrementará bruscamente al pasar las cascadas. Por otro lado, a distintas altitudes pueden presentarse diferentes componentes de la flora acuática y distintos tipos de vegetación sumergida, emergente y flotante, con historia biogeográfica única y cuya existencia puede estar determinada por las condiciones geomorfológicas y climáticas locales, en cada tramo del río. Esto puede determinar los tipos de vegetación que existan (sobre todo en los meandros y remansos de los ríos). La fauna acuática en ríos de planicie a baja altitud suele ser claramente distinta a la de arroyos de montaña, generalmente con mayor presencia de animales acuáticos que se alimentan de

detritos y, también en general, con una menor diversidad de especies acuáticas de altos requerimientos de oxígeno, transparencia del agua y turbulencia. Pero esto no significa que la importancia de los ríos de planicie baja sea menor; por el contrario, estos pueden ser hogar de gran diversidad de especies y el único hábitat disponible para especies endémicas que han evolucionado en condiciones de particular turbidez, menor oxigenación y en dependencia mutua con otras especies locales, animales y vegetales. Debe destacarse que, desde la prehistoria, las comunidades humanas se han asentado en las márgenes de ríos importantes de planicie, sobre todo en regiones subtropicales y tropicales (aunque también en algunas áreas templadas). Esto no es sorprendente, debido a la necesidad de disponer de un abastecimiento permanente de agua de calidad aceptable y de tierras fértiles derivadas de los depósitos de aluvión en las riberas de los meandros. Pero, precisamente por ello, muchos de esos ríos han sufrido severas consecuencias derivadas del irrestricto crecimiento de los asentamientos humanos que, a su vez, ha provocado incrementos muy notorios de desechos domésticos (que terminan vertiéndose justamente a los mismos ríos). En adición a esto, históricamente el desarrollo tecnológico ha generado actividades agrícolas e industriales que han utilizado cada vez más intensamente a los ríos de planicie, tanto en calidad de fuentes de agua como de drenajes, sin atender a un concepto básico: un río quizá puede degradar por largo tiempo algunos desechos domésticos producidos por pequeñas comunidades humanas asentadas en sus riberas, pero no puede hacerlo con grandes cantidades de desechos locales —muchos de ellos industriales— a los cuales se agregan otros desechos vertidos por comunidades humanas ubicadas aguas arriba. Este es un asunto que frecuentemente ha rebasado la resistencia y la resiliencia de los ríos, los cuales, por un tiempo, parecían soportar la presión de contaminación y otros factores sin dar grandes indicios de pérdida de biodiversidad hasta que, en algún momento, los indicios de peligro se presentaron en un plazo breve, y sólo para dar paso a una degradación notoria y permanente del sistema. El proceso de degradación de la calidad de cuerpos de agua es descrito en mayor detalle por Lindig y Zambrano, en este volumen.

Pozas y lagunetas intercaladas en cauces de ríos. Estos rasgos del paisaje son ejemplos de situaciones intermedias entre los conceptos de ecosistemas lótico y léntico. En numerosas áreas de México los rasgos topográficos favorecen que un río, sea de montaña o de planicie, forme vasos naturales en distintos tramos de su curso. Al ingresar a tales vasos, dependiendo de la profundidad y la forma que éstos tengan, las aguas cambian de velocidad. Con ello sus dinámicas, al menos térmica y de intercambio gaseoso, también se modifican, en parte porque aunque existe cierto flujo neto de agua el volumen contenido en la poza es grande y la mayor parte de éste no logra ser movido. Entre muchas particularidades de estos tipos de entornos acuáticos, las características del fondo pueden ser radicalmente diferentes a las del resto del curso del río; por ejemplo, el fondo puede ser pedregoso en el lecho del río y resultar cenagoso en un vaso o poza. Esto también tiene efectos en la presencia y distribución de especies de flora y fauna acuáticas estrictas (y también de algunas facultativas). Por otra parte, si una poza de este tipo es somera, la temperatura del agua puede llegar a ser alta en las horas de insolación, pero también tiende a enfriarse más por la noche. Así, la marcha diaria y estacional de la temperatura del agua en una poza de río somera resulta muy variable, en comparación con una poza profunda, que en general será más fría pero con menor variación térmica. Por otro lado, los vasos profundos intercalados en ríos suelen tener una estratificación térmica mejor definida que las partes del cauce con corriente más perceptible, lo cual influye en la composición, estructura y funciones de las comunidades bióticas presentes de pozas profundas. Mientras que en los tramos de arroyos o ríos que tienen corriente definida, y por ello mejor oxigenación, predomina la producción de materia orgánica, en los vasos profundos intercalados predomina la descomposición (Smith, 1980). En ríos cuyo flujo es intermitente, la presencia de pozas profundas provee la única opción de supervivencia para muchas especies acuáticas durante la sequía, las cuales se concentran en ellas. Esto incluso puede favorecer el encuentro de los sexos de algunos animales acuáticos en las pozas, evento que es menos probable en las épocas en que el agua fluye más intensamente por el cauce. Ecosistemas acuáticos 21

Estas pozas naturales, intercaladas en algunos ríos, han sido parte del ambiente natural por milenios o plazos aún mayores, por lo cual no representan obstáculos para los ciclos de vida de las especies nativas. En contraste, la construcción de represas artificiales significa cambios drásticos del entorno; desde topográficos hasta hidrológicos. Además, hay un factor de escala estrechamente asociado con el tamaño de las represas; mientras más grandes, mayores efectos negativos producen en los ecosistemas acuáticos aguas abajo. La alteración del volumen y periodicidad natural de los flujos de agua, las maneras en que se desfogan los excesos de agua, la mecánica hidráulica, el acarreo y desprendimiento de sedimentos y detritos orgánicos, entre otros, son factores que se alteran con la construcción y operación de represas. Los efectos de estas alteraciones no se limitan al vaso mismo y sus alrededores; por el contrario, aguas abajo los efectos pueden ser tan notorios que toda la personalidad del río cambia una vez instalada una represa. No solamente suelen producirse daños muy notorios en la apariencia de los ecosistemas acuáticos y ribereños, sino que ciclos completos de vida y relaciones tróficas pueden cambiar de manera drástica. Algunos langostinos (por ejemplo, los del género Macrobrachium) tienen ciclos de vida que requieren el ascenso y descenso a lo largo del cauce de los ríos, en distintas épocas del año; siguiendo el esquema descrito párrafos anteriores, durante la sequía los langostinos de ambos sexos pueden concentrarse en pozas río arriba y, más adelante, las hembras bajarán y depositarán los huevos en otras áreas (a veces cerca de la desembocadura). A diferencia de las paredes de una poza natural, una cortina vertical de concreto puede ser un obstáculo insalvable para el ascenso y el descenso de especies acuáticas como éstas. A su vez, otras especies no estrictamente acuáticas como las nutrias (por ejemplo, Lontra longicaudis) se alimentan con alta preferencia de langostinos, por lo cual la alteración de los ciclos de estos últimos por una represa, sin duda afectará negativamente a las poblaciones de nutrias (Gallo, 1989; Sánchez, 1992) lo cual no es trivial pues, por ejemplo en México, esta especie de mamífero ribereño se considera amenazada, en la Norma Oficial Mexicana de especies en riesgo (NOM Semarnat-059-2001). 22 Los escenarios acuáticos

Como se ve en este ejemplo —uno, entre muchos— a pesar de las ventajas que puede tener la construcción de represas desde las perspectivas de la agricultura (riego), la generación de energía hidroeléctrica, la recreación humana y otras actividades, sus costos ecológicos suelen ser muy altos. Por otra parte, la vida realmente útil de las represas suele restringirse a plazos menores a 100 años, principalmente debido a problemas de azolve y de eutrofización de sus aguas. Los costos derivados de la construcción y operación de represas por daños a comunidades animales y vegetales, a ecosistemas naturales y a opciones para la vida humana, suelen ser mucho mayores en el largo plazo que los beneficios inmediatos. Corrientes subterráneas. Como consecuencia de procesos de mecánica hidráulica iniciados hace millones de años y aun vigentes, el agua de lluvia ha penetrado en la corteza terrestre y sigue acumulándose en algunos sitios. Esos mantos freáticos con frecuencia se encuentran a profundidades considerables, formando lentes de agua que son de la mayor importancia como estabilizadores del terreno, y cuya trascendencia alcanza también a la vida humana, pues son las fuentes del agua que se obtiene mediante pozos profundos, especialmente en regiones áridas. Con ello, queda claro que no sólo utilizamos el agua de lluvia reciente sino que, con frecuencia, la supervivencia de numerosas comunidades humanas puede depender en parte de la extracción de agua fósil, que no se repondrá en lapsos cortos, sino sólo a través de millones de años. Biológicamente hablando, la legendaria pureza de las aguas subterráneas obedece a que muy pocos organismos patógenos son capaces de sobrevivir en esas lentes de líquido encerradas por roca impermeable. Sin embargo, no todas las aguas subterráneas tienen esas características: sobre todo en terrenos calizos proclives a la infiltración del agua pluvial y a la erosión hídrica, los ríos de superficie están virtualmente ausentes y son reemplazados por corrientes subterráneas (Bakalowicz, 1999). Estas corrientes se abren paso mediante la erosión progresiva de la roca, favorecida por la fuerza de gravedad que arrastra el agua hacia áreas más bajas, hasta que eventualmente alcanzan el nivel del mar. Esto puede ocurrir por completo de manera subterránea (o incluso hasta desembocar bajo la superficie marina, como ocurre en varios lugares de la

Península de Yucatán) pero en otros ríos subterráneos, a pesar de la constante erosión, pueden permanecer estructuras similares a domos. Eventualmente, cuando estos techos remanentes de la roca erosionada están muy cerca de la superficie pueden colapsar, dejando entonces paso a la luz solar y a numerosos detritos procedentes de la superficie. Estas circunstancias suelen crear hábitats acuáticos muy especiales, los llamados cenotes (dzonot, en lengua maya), en los que la vida también se manifiesta profusamente. Algas, invertebrados, vertebrados y muchos otros seres —muchos de ellos endémicos— pueblan las aguas de esos cenotes, generalmente alcalinas por efecto de la disolución de la roca caliza. En el curso de la evolución de sistemas de ríos subterráneos, algunas especies marinas han penetrado a estos cursos de aguas dulces. A través de la permanente transformación natural de tales cursos de agua subterránea, en ocasiones se ha llegado a producir el bloqueo secundario de algunas masas de agua, proceso que ha propiciado la especiación geográfica al dejar aislado algún grupo de organismos. Este proceso de evolución en aislamiento ha llegado a casos tan extremos como la existencia de especies de crustáceos y peces sin ojos, cuyos parientes más cercanos habitan sistemas de ríos vecinos, o bien, pueden ser descendientes directos de formas marinas (por ejemplo, crustáceos) cuyos antecesores quedaron aislados en aguas dulces, en sitios antes comunicados con el mar en las propias desembocaduras de corrientes subterráneas. A fenómenos de este tipo obedece la existencia de muchas formas de vida que hoy resultan microendémicas a cenotes particulares. Algunas de esas especies microendémicas de corrientes subterráneas han continuado su evolución en ausencia de contacto con la luz solar, produciéndose en ellas otros cambios radicales respecto a sus ancestros (como ajustes de la secuencia de etapas del desarrollo). La vida en esos cursos y cuerpos de agua subterráneos prospera en ausencia de luz, gracias al aporte de aquellos nutrientes que caen de la superficie, por ejemplo, a través de los cenotes, y gracias al oxígeno que se genera por el flujo turbulento de agua, en áreas de rápidos bajo tierra. Esas especies, como el resto de las microendémicas terrestres y de aguas superficiales, son taxones muy delicados en función de su alta especialización y su

muy reducida área de distribución. La desaparición de cualquiera de esas especies da como resultado un daño irreversible a la biodiversidad.

Ecosistemas lénticos Cuerpos de agua en cuencas endorreicas. Las cuencas exorreicas son aquellas cuyo vertimiento ocurre hacia otras cuencas, usualmente hasta llegar a algún litoral marino. En contraste, las cuencas endorreicas son aquéllas cuyas laderas convergen en un punto central, sin verter a otras ni llegar al mar (Tricart, 1985). Así, por ejemplo, en una laguna de cuenca endorreica se reúnen las aguas captadas por todas las vertientes confluentes, las cuales terminan su flujo superficial justamente en ese cuerpo de agua. Estrictamente hablando, salvo algunas que tienen sumideros evidentemente reconocibles hacia el subsuelo y que generan flujos que pudieran aflorar en otras cuencas vecinas, las lagunas de cuencas endorreicas son buenos ejemplos de ecosistemas lénticos, ya que el aporte de aguas pluviales queda contenido en la cuenca a la que pertenecen. Las cuencas endorreicas, en resumen, son geoformas comparables a ollas, dentro de las cuales las únicas salidas para el agua captada pueden ser la infiltración en el subsuelo o la evaporación progresiva hacia la atmósfera. Existen lagunas de cuencas endorreicas amplias y muy pequeñas, profundas y someras. El aporte de agua proviene principalmente de la precipitación pluvial local, aunque en unos cuantos casos también pueden recibir aporte de agua presente en el subsuelo (que compensa la evaporación). En algunos cráteres de volcanes existen lagunas mantenidas por el aporte pluvial (llamadas axalapascos en lengua náhuatl) que satisfacen, estrictamente, la definición de una laguna de cuenca endorreica y cuyo nivel de agua muy difícilmente excederá los bordes del cráter. Aun en esos cráteres-lago, aparentemente quietos, pueden distinguirse rasgos estructurales que muestran que no se trata de simples recipientes de líquido estático. En axalapascos profundos pueden reconocerse zonas más o menos específicas. Así, se puede reconocer una zona superficial, a la cual la luz llega sin problema (zona limnética), dentro de la cual, la zona litoral es aquélla en la que el agua es somera y el fondo se halla cerca de la superficie. La zona más allá de donde la Ecosistemas acuáticos 23

luz alcanza, se puede denominar zona profundal y en ella ocurren procesos biológicos muy distintos que en la más superficial, pudiendo predominar los de tipo anaeróbico. En éstas y en otros tipos de lagunas las relaciones entre la profundidad y la superficie, la altitud y la posición geográfica respecto a otros ambientes, así como el régimen climático local, determinan su carácter oligotrófico (con pocos nutrientes), eutrófico (con nutrientes moderados) o hipertrófico (con exceso de nutrientes). Esto nos conduce a buscar algunas explicaciones adicionales acerca de la naturaleza y funcionamiento de los lagos: Lagos en general. En principio los lagos oligotróficos: a) siendo profundos, tienen una superficie pequeña en relación con el volumen de agua contenido, b) en ellos el líquido es claro y de tonalidades azulosas debido a la profundidad, c) los sedimentos del fondo tienen más materia inorgánica que orgánica y d) el oxígeno se encuentra presente en algún grado en sitios próximos al fondo. En contraste, normalmente los lagos eutróficos tienen: a) siendo someros, una gran superficie de agua en relación con el volumen, b) líquido con abundancia de nitrógeno y fósforo, lo que estimula el crecimiento de algas y otros vegetales, c) fitoplancton concentrado hacia la superficie, lo que da a las aguas un tono verdoso y frecuentemente turbio, lo cual a su vez restringe el paso de la luz, por lo que la productividad primaria se concentra en una angosta capa superior; y además, d) detritos orgánicos que se acumulan en el fondo, lo cual contribuye a la abundancia de nutrientes y propicia condiciones anaeróbicas en el fondo (Smith, 1980). Además, la influencia del régimen local de temperatura (tanto diario como estacional) puede determinar la existencia de otro tipo de zonación temporal de un lago. En latitudes templadas, sobre todo en el verano, las aguas más superficiales se calientan con mayor rapidez y alcanzan mayores temperaturas, formando una capa de densidad menor que las aguas más profundas; a esta capa se le llama epilimnion. Justamente debajo de este epilimnion existe una capa de grosor variable, caracterizada porque su temperatura y densidad varían drásticamente en tramos muy 24 Los escenarios acuáticos

pequeños de profundidad (por esta razón también se le ha llamado termoclina). Por debajo de la termoclina las aguas tienen menor temperatura y ésta resulta más uniforme, lo cual determina que la densidad sea mayor hacia el fondo; esta última zona se llama hipolimnion (Wallace et al., 1984). La zonación explicada ocurre principalmente en los meses cálidos, mientras que en meses más fríos los vientos enfrían la superficie y la zonación se vuelve menos definida, lo cual propicia la mezcla de aguas en una laguna dada, con la consecuente llegada de más oxígeno al fondo y de sedimentos a las capas superficiales. En algunos casos la entremezcla ocurre una vez al año (principalmente en primavera) y a esos lagos se les llama monomícticos. Si la entremezcla de aguas ocurre en varias épocas del ciclo anual, los lagos pueden calificarse como polimícticos. Todo este proceso de recirculación de aguas, gases y materia orgánica, confluye en el mantenimiento a largo plazo de la biodiversidad y, especialmente, de la productividad primaria acuática y de otros importantes procesos ecológicos en los lagos. En los casos en que la evaporación del agua pluvial es intensa —por ejemplo, en una laguna somera de cuenca endorreica— aun cuando no llegara a desecarse la laguna, la salinidad del agua puede llegar a un punto tan alto que varias de las plantas y animales acuáticos de las comunidades ecológicas originales no son capaces de sobrevivir. A lo largo de la historia geológica, todo ello ha determinado que en sitios con esas circunstancias las especies acuáticas que lograron sobrevivir hayan evolucionado como formas ahora capaces de soportar tales condiciones. Además, como consecuencia de procesos de aislamiento geográfico, algunas de esas especies de plantas y animales han resultado microendémicas a sus respectivos lagos y cuencas hipersalinas. Por esta razón, las lagunas de cuencas endorreicas son uno más de los muchos focos de atención para la conservación de la biodiversidad en México. Complementando lo antes dicho, hay que señalar que en las playas que se forman en estos ecosistemas acuáticos sujetos a gran evaporación, el suelo puede volverse y permanecer tan salino que incluso las plantas ribereñas menos tolerantes tampoco pueden subsistir; entonces, las antiguas playas pueden ser colonizadas por especies vegetales halófitas, principalmente aquéllas cuyas semillas son dispersadas por el viento.

Por otro lado, debe tomarse en consideración que los lagos, como muchos otros ecosistemas dulceacuícolas, cambian de manera permanente (de forma o tamaño, entre otros aspectos) lo que implica que una depresión endorreica que, primero, da origen a un lago o pantano, más adelante puede ir rellenando progresivamente su fondo con sedimentos y, con ello, puede cambiar de una situación oligotrófica a una eutrófica y, eventualmente, si la evaporación excede al aporte de agua, puede incrementar su salinidad y luego reducir su volumen hasta quedar convertido en una ciénega estacionalmente inundable y, finalmente, puede transformarse en algún tipo de ecosistema de pradera o pastizal. Todo ello es parte de la evolución natural de estos ecosistemas acuáticos. En general, puede decirse que los ecosistemas acuáticos, como lagos u otros humedales, suelen ser —a escala geológica— rasgos efímeros del paisaje que cambian en algunos cientos de miles de años. Aunque a la escala de una vida humana unos cuantos miles de años pueden parecernos demasiado, claramente, en la naturaleza muchos cambios ocurren en lapsos largos, por lo que no se justifica en modo alguno favorecer la aceleración de procesos de eutroficación, azolve y desecación, debidos a actividades como la extracción excesiva de agua de estas cuencas, que se practican en apenas unas decenas o cientos de años. La continua captación de partículas de la atmósfera por parte de la superficie de los lagos, brinda un archivo de la historia del paisaje local: la sedimentación de esas partículas (tierra, polen, contaminantes, entre otros), especialmente en lagos relativamente profundos, permite reconstruir cambios ocurridos en el ambiente local, en ocasiones tan atrás como el origen mismo del cuerpo de agua (Watts y Bradbury, 1982). La capacidad de comprender el significado de ese archivo de capas de sedimento puede permitir algunos pronósticos de utilidad potencial para la conservación, puesto que revela los distintos estados por los que un lago ha pasado, hasta llegar a su condición en el presente. Lagos con aporte y vertimiento lento de aguas. La descripción anotada para lagos en general, permite entender la estructura básica y algunas funciones de tipos particulares y, en general, es aplicable a aquellos

que reciben aguas de ríos y luego la vierten por su borde de menor altitud. Sin embargo, lagos con flujos perceptibles pueden tener patrones un poco distintos debido, precisamente, a que la llegada de agua desde río arriba y su desagüe, en la parte más baja del lago, ocasionan algunos movimientos internos que pueden cambiar la zonación. En esos tipos de lagos, la posición de las áreas de captura de cauces y de vertimiento puede determinar sus características y, por ende, la composición, estructura y funcionamiento de la vida silvestre animal, vegetal, fúngica y microorganísmica que lo habita. Por ejemplo, si la llegada de agua al lago es de tipo turbulento (es decir, cuando se recibe en forma de cascadas u otras corrientes rápidas), la oxigenación será mayor que si el aporte llega en forma de flujo laminar lento. Por otro lado, la topografía del área de vertimiento puede favorecer —o no— que los sedimentos del fondo sean arrastrados hacia la parte final del lecho del lago, de donde nace el río vertiente abajo. La limnología de este tipo de lagos puede presentar complejidades especiales que claramente exceden el alcance de este capítulo y que, sin embargo, deben considerarse con prioridad para conservar la vida silvestre vegetal y animal que allí existe. Humedales en sentido estricto. En la actual acepción amplia y operativa del término humedal caben desde ambientes marinos costeros hasta la más pequeña extensión de ciénega en tierra firme. Aunque el tema de lo que es —y lo que no es— un humedal se ha reconocido como debatible al menos desde hace treinta años (Sather, 1976), desde el punto de vista ecológico puede adoptarse una definición de humedal mucho más estricta y quizá de mayor utilidad para fines prácticos. Los humedales (wetlands en inglés) se pueden definir como áreas en las cuales el nivel del agua está cerca de, justo al, o encima del nivel de la superficie del terreno (Smith, 1980). Aun así, debe reconocerse que existe una amplia variedad de ecosistemas acuáticos similares a humedales en sentido estricto, para los cuales aun no se ha logrado desarrollar una clasificación universalmente aceptable y que, sin embargo, sigue siendo necesario unificar para mejorar el manejo y la conservación de estos ecosistemas acuáticos. Ecosistemas acuáticos 25

En ese proceso descriptivo y de clasificación se han producido algunos eventos relevantes: la Convención de Ramsar relativa a los ecosistemas acuáticos de importancia internacional (llamada así en honor a Ramsar —una ciudad de Irán— donde se celebró la reunión inicial en 1971 y cuya convención está en vigor desde 1975, con más de un centenar de países afiliados incluyendo a México) define los humedales en su artículo 1 como: “extensiones de marismas, pantanos o turberas cubiertas de agua, sean éstas de régimen natural o artificial, permanentes o temporales, estancadas o corrientes, dulces, salobres o saladas, incluidas las extensiones de agua marina cuya profundidad en marea baja no exceda de seis metros”. Aun más, en el artículo 2 de la Convención Ramsar se agrega que los humedales “podrán comprender zonas ribereñas o costeras adyacentes, así como las islas o extensiones de agua marina de una profundidad superior a los seis metros en marea baja, cuando se encuentren dentro del humedal.” Este tipo de definiciones, no obstante que pueden parecer demasiado amplias y un tanto ambiguas, han perseguido facilitar una administración más expedita de la conservación a escala mundial. Aunque quizá no del todo satisfactorias desde una perspectiva científica rigurosa, en un balance general puede decirse que este intento de búsqueda de una definición general ha hecho una encomiable contribución a la conservación. Como ya se han comentado otros tipos de ecosistemas acuáticos, tomemos ahora el caso específico de humedales definidos de manera estricta (áreas en las cuales el nivel del agua está cerca de, justo al, o encima del nivel de la superficie del terreno). El carácter somero de estos ecosistemas acuáticos hace que su dinámica hidrológica esté sujeta a variaciones muy considerables de temperatura, y que frecuentemente no exista una estratificación (o que ésta no sea fácilmente perceptible). En todo caso, quizá el equivalente del epilimnion sería la única capa identificable. En estos ecosistemas, que pueden incluso hallarse en las márgenes de cuerpos de agua permanentes pero que están fuertemente vinculados a las variaciones del nivel del agua, el aporte tanto de partículas arrastradas por el viento durante la temporada de sequía como de materia orgánica de las plantas y animales acuáticos muertos al secarse el terreno, provee los nutrientes que reiniciarán los ciclos en la siguiente fase húmeda. 26 Los escenarios acuáticos

En muchos lugares donde los mantos freáticos se encuentran cerca de la superficie del terreno, el régimen de lluvias puede determinar la saturación permanente, lo que crea condiciones óptimas para la formación de ciénegas poco profundas, que resultan de la mayor importancia como hábitat para numerosas especies silvestres. Estas ciénegas tienen parte de su superficie acuática despejada (espejo de agua), lo cual es un atractivo básico para muchas aves en vuelo durante sus migraciones; además, la presencia de crustáceos, insectos, moluscos y otros invertebrados, así como de gramíneas y otras plantas de ribera provee fuentes de alimento de alta calidad para ellas; y, por si fuera poco, otras aves —las residentes — encuentran en las ciénegas masas importantes de vegetación densa de tular y otras comunidades vegetales, que les aportan cobijo y opciones para anidar en relativa seguridad. Asimismo, una importante diversidad de especies nativas de peces se encuentran asociados con áreas de ciénegas y otros humedales relativamente poco profundos. Estos tipos de ciénegas son los humedales que más han llamado la atención de los conservacionistas y también de oficinas reguladoras de la caza y pesca deportiva, dado que son sitios favoritos de muchas especies de peces, de patos, gansos y otras aves acuáticas, que son de interés para pescadores y cazadores, y que representan una fuente de ingreso económico para las comunidades humanas asentadas en las riberas. En otros capítulos se exploran distintas características de los humedales, pero por ahora debe adelantarse que hay variables topográficas, climáticas y limnéticas que, según su presencia e interacciones mutuas, determinan que existan distintos tipos de humedales e inclusive condiciones específicas locales. Entre esas variables se hallan el clima y el régimen hidrológico superficial, el régimen hidrológico subterráneo, el relieve de la depresión donde se halla el humedal, el tipo de roca madre, los suelos adyacentes, la historia geológica previa, la afinidad geográfica y diversidad taxonómica de la flora y la fauna locales, los ciclos de nutrientes dentro del cuerpo de agua y la estratificación y remezcla del líquido en distintas épocas del año, según lo determine la marcha de las temperaturas. La lista no se agota con las variables mencionadas, pero da una idea de por qué existe una variedad tan amplia de humedales, de por qué es tan difícil clasificarlos

y, finalmente, de por qué es necesario conocer cada humedal en particular para proponer y efectuar programas de conservación y restauración realistas. Como se adelantó arriba, la vida silvestre que existe en áreas de humedal es también diversa. La evolución de la mayoría de las especies de peces ha estado íntimamente ligada a la transformación geológica de los cuerpos de agua; por ello no sorprende que esta diversidad de especies ícticas sea muy vulnerable —en todas partes del mundo— a cambios causados por modificaciones humanas a las laderas, a los cauces, a los propios humedales y por la introducción de especies ajenas de plantas y animales. Sólo como un ejemplo de México, la cuenca del río Lerma-Santiago tiene alto endemismo de peces (el 66% de su ictiofauna), principalmente en relación con las familias Goodeidae y Atherinidae (Espinosa-Pérez et al., 1993). No obstante, es una de las cuencas más afectadas por contaminación, lo que afecta a los humedales donde habitan muchas de esas especies (Díaz-Pardo, 1993), y que ha causado la desaparición de algunas de ellas junto con muchas otras especies silvestres (Athie, 1987). Muchos anfibios endémicos de México (varias especies de ajolotes; Ambystoma spp.) son endémicos de humedales particulares y hoy están en gran riesgo de desaparecer (IUCN, 2006). Un ejemplo que complementa la visión de la importancia de los humedales, más allá del caso de especies endémicas, tiene que ver con las aves migratorias que los visitan anualmente durante el invierno. Sin los humedales, por lo menos 90 especies de aves que dependen de ellos tendrían problemas para sobrevivir durante el invierno y no serían capaces de reproducirse al retornar a sus áreas de verano en el extremo norte del continente americano (Escalante-Pliego et al., 1993). Charcas de temporal. En muchas regiones de la Tierra existen extensiones relativamente secas con relieve muy suave, en las cuales la precipitación pluvial no es suficiente para generar y mantener lagos de grandes dimensiones ni permanentes. Pero aun en esos lugares, al menos durante la temporada lluviosa, es frecuente que se formen charcas de mayor o menor extensión. Estas charcas estacionales, que podrían parecer poco importantes, constituyen sin embargo hábitat de humedal críticos para numerosos anfibios e invertebrados y, no obstante su corta duración en el

ciclo anual, tienen características de productividad primaria muy importantes para numerosas formas de vida silvestre locales. En particular puede decirse que estas charcas de las épocas lluviosas son especialmente importantes para la vida de ciertas plantas, invertebrados y vertebrados de las regiones áridas; muchos de estos organismos tienen ciclos reproductivos y de crecimiento estrechamente ajustados a la corta duración anual de las charcas (MacKay et al., 1990). En regiones áridas, la conservación de las charcas de temporal (en inglés, vernal ponds) puede ser de la mayor prioridad para la conservación de la vida silvestre local. En el trabajo de conservación ecológica no deben desdeñarse estos ambientes acuáticos, pues muchas especies microendémicas de anfibios y otros organismos pueden depender estrictamente de ellos. Áreas ribereñas. Claramente, en todos los tipos de ecosistemas acuáticos mencionados arriba existe vegetación que, no siendo acuática, es capaz de tolerar condiciones de saturación de humedad sin efectos osmóticos nocivos sobre sus raíces; usualmente este tipo de plantas se asientan en las orillas de los cuerpos de agua. En ambientes estacionales la vegetación ribereña (término que a veces incluye la llamada vegetación riparia), es capaz de tolerar el alejamiento temporal de la lámina de agua en la tierra durante la época más seca. En los cauces de arroyos es frecuente hallar la llamada línea verde, que no es otra cosa que la demarcación del límite hasta donde llega la vegetación en la época de mayor caudal; esta línea puede estar compuesta por muy distintas especies (arbóreas, arbustivas, herbáceas y rasantes) según las regiones, pero en todos los casos su presencia es muy importante, pues amortigua los procesos erosivos que afectan a las riberas (USDI-BLM, 1994; Winward, 2000). Aun cuando el cambio de los cursos de arroyos y ríos es inevitable con el tiempo y representa un fenómeno natural, la conservación de la vegetación ribereña permite mantener el ritmo natural de cambio de esos ambientes, que está íntimamente relacionado con la dinámica del agua; contrariamente, su remoción o alteración pueden incrementar los procesos erosivos de manera importante. Además de cumplir numerosas funciones relacionadas con los nutrientes locales, las raíces de las plantas de ribera contribuyen a mantener el suelo en su lugar; con ello la erosión se mantiene Ecosistemas acuáticos 27

a un mínimo y la vida de los lagos, arroyos o ríos, no resulta indebidamente acortada por el azolve debido a incrementos del arrastre de partículas del suelo hacia el agua. Además de los arroyos y ríos, en las orillas de muchos lagos también existe vegetación ribereña, tanto arbórea como arbustiva, herbácea o rasante. Este hecho debe considerarse como un principio útil para tratar de mitigar un poco el azolve de embalses artificiales que, si ya fueron construidos, al menos no debieran convertirse en un sumidero de sedimentos; esto puede evitarse en parte vegetando apropiadamente las márgenes. Para la vegetación de las riberas de esos embalses artificiales deben utilizarse exclusivamente plantas nativas de la región que corresponda, especialmente aquéllas que sean bien conocidas como habitantes de riberas en otros cuerpos de agua naturales de la misma localidad o en sitios realmente cercanos. El uso de plantas ajenas al país o a la región debe evitarse, puesto que pueden iniciar un foco de expansión indeseable de esas especies vegetales exóticas al sitio. Otro tanto puede decirse de la vegetación acuática y de animales acuáticos como peces u otros; por ningún motivo deben introducirse en cuerpos de agua naturales especies exóticas al país o al área de interés, pues esto implica un alto riesgo de que esas especies invasoras se vuelvan destructivas para la vida silvestre local. Aun peor, a partir de unos cuantos cuerpos de agua, las especies exóticas de mayor capacidad invasora pueden infestar otros humedales, lagos o ríos, y causar daños irreversibles a la biodiversidad local; basta recordar el caso del lirio acuático, Eichhornia crassipes, cuya presencia ha alterado severamente muchos cuerpos de agua en el mundo.

El factor escala en ecosistemas acuáticos En el caso de las aguas epicontinentales, los patrones geográficos visibles de las corrientes y vasos muestran arreglos que van desde nanocuencas hasta macrocuencas. Entre estos extremos es posible definir cuencas de varios órdenes de magnitud progresivamente mayores, lo que permite una mejor ubicación de los problemas a la escala adecuada para distintos fines de estudio y de conservación (Allen y Hoekstra, 1992). 28 Los escenarios acuáticos

En otros sitios se ha dicho que lo que llamamos biodiversidad existe en varias dimensiones de integración, reconocibles según la escala (Sánchez, 2000). Así, en principio, la diversidad genética de microorganismos, plantas y animales y hongos acuáticos se presenta organizada en organismos individuales. Históricamente, la ciencia ha dedicado considerables esfuerzos a agrupar organismos bajo distintos criterios convencionales, en lo que conocemos como especies. Las poblaciones de individuos de distintas especies animales, vegetales, fúngicas y microorganísmicas, a la escala de una localidad, forman ensambles funcionales relativamente difusos pero más o menos reconocibles. Estos ensambles constituyen comunidades naturales —variables en su composición por especies según la localidad— lo cual determina las funciones ecológicas características de cada ecosistema. Este concepto implica que, a través del tiempo, un ecosistema se mantiene en su estado más estable posible, que es determinado por la presencia de un conjunto de especies particulares (vegetales, animales, fúngicas y otras), por la estructuración espacial de éstas y por sus funciones interrelacionadas entre sí y con los factores abióticos y sus variaciones naturales. Esto es aplicable por igual a ecosistemas terrestres como acuáticos. No obstante, una diferencia fundamental entre la mayoría de los ecosistemas terrestres y los acuáticos es que en los primeros la biomasa tiende a almacenarse en los cuerpos de las plantas, mientras que en la mayoría de los acuáticos lo notorio es un activo flujo de materia y energía, sin predominio de acumulación de biomasa en los organismos vivos fijos en el sustrato. En un nivel de integración que va más allá de un cuerpo de agua dado, existen otras tendencias. Las variaciones en la composición biótica de ambientes acuáticos a escala regional obedecen, principalmente, a la historia biogeográfica de las distintas regiones. Así, los lagos de montaña, por ejemplo, tienen floras y faunas distintas de las de lagos tropicales, en función de la historia geológica y climatológica de cada región las cuales, en lapsos que van desde cientos hasta millones de años, han actuado determinando finalmente las biotas que han podido existir y desarrollarse localmente hasta su arreglo actual. En otra perspectiva, la diversidad de formas de vida que integran comunidades acuáticas también se

relaciona con la variedad de atributos físicos y químicos de los distintos cuerpos de agua y sus riberas. La heterogeneidad topográfica dentro del cauce de un arroyo o río propicia heterogeneidad de hábitat y esto, a su vez, suele correlacionarse con una mayor diversidad biológica en cada sitio. En regiones como México (ubicadas en un gradiente latitudinal grande y con un intervalo de altitud amplio y complejo) la heterogeneidad ha sido causada por eventos tectónicos y aumentada por fluctuaciones del clima en la historia geológica; todo ello ha propiciado, en muchos sitios, un fraccionamiento y prolongado aislamiento subsiguiente de biotas antiguas, lo que ha favorecido la llamada especiación geográfica. Un resultado actual de todo esto es la existencia de numerosas especies que hoy son endémicas a una sola región (existen muchas especies acuáticas que son microendémicas a un solo arroyo, manantial, o lago endorreico en particular en todo el mundo). Cabe destacar que en México existen muchas especies acuáticas microendémicas (de microorganismos, de plantas, hongos, invertebrados y vertebrados); éstas constituyen una de las más altas prioridades para la conservación de la biodiversidad en el país, especialmente porque los entornos acuáticos —de cualquiera de los muchos tipos que se han mencionado— han resultado seriamente dañados por contaminación, por alteración de cauces, por interrupción del flujo de agua, por acumulación no natural de sedimentos, por disminución del oxígeno disuelto, por alteración de los ciclos hidrológicos naturales y otros factores. En un nivel de integración mayor de la biodiversidad existen ciertos atributos que, a escala subcontinental o regional, permiten reconocer distintos ecosistemas acuáticos (por ejemplo, grandes grupos como pantanos, marjales, lagunas, ríos y estuarios, entre otros). Sin embargo, una vez más la clasificación no puede ser un esquema rígido, pues existen muchos tipos de ecosistemas con rasgos intermedios, con su propia composición biótica general, estructura y función. Por ello debe considerarse que, aunque un ecosistema acuático pueda caber dentro de algún tipo general a escala regional o subcontinental, será necesario estudiarlo y caracterizarlo con un grado de detalle apropiado a la escala del problema que se necesite resolver, pues distintos factores locales pueden

ser determinantes en el aspecto y la dinámica de cada ecosistema acuático en particular. El tema de la escala de los ecosistemas acuáticos encuentra extremos en grandes lagos interiores (para no mencionar el océano) y en las charcas temporales de origen pluvial. Los factores que operan en una y otra escala pueden ser muy distintos (empezando por aquellos que determinan sus rasgos hidrológicos, de salinidad, de respuesta térmica, de estratificación, entre muchos más).

Fragilidad de los ecosistemas acuáticos Los ecosistemas acuáticos, a semejanza de los terrestres, tienen propiedades de resistencia al cambio y un cierto grado de resiliencia que tiende a volverlos al estado original luego de experimentar cambios moderados. Pero una vez alterados más allá del límite que puede ser manejado por esas dos propiedades, los entornos acuáticos no necesariamente regresarán a su estado inicial, especialmente porque la estabilidad temporal de los ecosistemas acuáticos puede depender de un balance específico entre muchos factores que, como se ha explicado en partes anteriores de este texto, confluyen muy estrechamente en su existencia. Al inicio del siglo xxi, desde el punto de vista de la investigación científica, ha quedado claro que los ecosistemas, aunque pueden mostrar una cierta tendencia de estabilidad aparente dentro de plazos medios a escala humana, son entidades cambiantes cuya trayectoria ecológica resulta determinada por los efectos de perturbaciones que, de manera periódica o circunstancial, se presentan en ellos. Los ecosistemas acuáticos no son una excepción a este fenómeno y, aún más, suelen ser mucho más dinámicos y susceptibles de modificación que varios tipos de ecosistemas terrestres. Y en muchos casos, como se discutió en una sección previa, los cambios en ecosistemas acuáticos pueden llegar a ser drásticos luego de períodos relativamente largos de aparente —y engañosa— resistencia a las alteraciones. En realidad, la fragilidad de los ecosistemas acuáticos tiene que ver con una teoría en desarrollo que involucra la posibilidad de estados sucesivos de estabilidad, la cual, en caso de deterioro de variables importantes, puede generar una “caída” del ecosistema hacia algún otro Ecosistemas acuáticos 29

estado, relativa y temporalmente estable pero quizá depauperado en riqueza de especies y de funciones ecosistémicas (véase Hobbs y Norton, 1996). Si el deterioro progresivo continúa, se volverán a vencer la resistencia y la resiliencia del nuevo estado estable, haciendo que el ecosistema acuático descienda más “peldaños”. Si esto ocurre así, cada vez será más difícil retornar el sistema hacia estados similares a alguno de aquellos estables previos con mayor riqueza biótica y de funcionamiento. Naturalmente, dada la fragilidad de muchos ecosistemas acuáticos, factores como la extracción excesiva de agua, el vertimiento de desechos o la introducción de especies exóticas representan un alto riesgo, puesto que las especies locales no han estado expuestas al contacto con esas especies ajenas y pueden resultar depredadas, desplazadas por competencia ecológica o, incluso, contagiadas con enfermedades que no existían originalmente en el sitio. Aun cuando un ecosistema acuático realmente no está cerrado (puesto que recibe sedimentos y detritos orgánicos y de otros tipos desde el medio terrestre circundante, e intercambio de gases con la atmósfera), es claro que sus límites volumétricos le permiten solamente una cierta capacidad de dilución y degradación de contaminantes. Excedido el límite, todo ecosistema acuático empezará a deteriorarse, y no siempre con una tasa predecible, sino que debido a los efectos sinérgicos de varias alteraciones, eventualmente se precipitará su destrucción luego de un período de aparente resistencia. Obviamente, aunque ecosistemas acuáticos de gran tamaño suelen ser más resistentes y resilientes que los de menor volumen, las condiciones locales pueden hacer que un ecosistema delicado, aunque sea de grandes dimensiones, sufra un deterioro irreversible. Estas son algunas de las razones por las cuales los ecosistemas acuáticos son verdaderamente frágiles. Más allá de sus procesos hidrológicos y erosivos, lo que resulta especialmente frágil en los ecosistemas acuáticos es su biodiversidad, pues la biota local ha evolucionado durante miles (o hasta millones) de años conformando comunidades ecológicas únicas. Ya se explicó en párrafos anteriores el origen y fragilidad de las especies acuáticas microendémicas. Estas especies son, simplemente, irrecuperables; en el caso de que su 30 Los escenarios acuáticos

lago se secara, se contaminara, se alterara por lapsos prolongados o, peor aún, si se dañara de manera no reversible, estarían perdidas. De todo esto se desprende la preocupación sentida y expresada por los usuarios del agua (i.e. virtualmente todos los humanos), por muchos científicos especialistas, por autoridades, por organizaciones civiles y otros actores sociales, respecto al estado lamentable que guardan la mayor parte de las corrientes y cuerpos estacionarios de agua dulce, de rías y estuarios, de puertos marítimos y arrecifes, entre otros ecosistemas, y la preocupación por las acciones insuficientes y por los resultados escasos o nulos respecto a su conservación. La fragilidad de los ecosistemas acuáticos tiene, además, implicaciones de fragilidad social, pues en casos en los que comunidades rurales ven disminuido su acceso al agua en calidad, cantidad y certeza de su existencia en el futuro, sufrirán problemas de salud y económicos, que terminan por convertirse en focos de inestabilidad social, cuya justificación no podría ser más clara.

Cambios en los ecosistemas acuáticos: ritmos trastocados El objetivo principal de la conservación es mantener los entornos naturales en un estado óptimo de composición de especies nativas, de estructuración de éstas y de funcionalidad homeostática autónoma, considerando las actividades humanas como componentes de sus procesos ecológicos. La evidencia diariamente visible para todos, muestra que la trayectoria que ha seguido el desarrollo económico ha causado cambios drásticos en la mayor parte de los ecosistemas acuáticos. Un factor adicional que enfatiza la preocupación respecto a los ecosistemas acuáticos es que, una vez rotos sus períodos naturales de relativa estabilidad, el ritmo de recuperación de algunos de ellos puede ser muy lento, lo cual sin duda puede colocar en grave riesgo de extinción a algunas de sus especies y comunidades bióticas más delicadas, y puede comprometer el bienestar humano. La evolución de los cuerpos de agua, marinos y dulceacuícolas, lóticos y lénticos, superficiales y subterráneos, ha tomado muchos millones de años.

Su ritmo natural de cambio es naturalmente lento. Pero en abierto contraste, la mayoría de los cambios que la civilización humana induce o provoca de modo directo sobre los ecosistemas acuáticos, han ocurrido en la escala de apenas décadas, siglos o milenios. A partir del siglo xx el desarrollo tecnológico agropecuario e industrial, el formidable incremento de tamaño de los asentamientos humanos (de la población humana en general), la enorme cuantía de los desechos que estos generan, y el desdén y abuso con que se han utilizado arroyos, ríos, cenotes, lagos y estuarios como fuentes de agua, proveedores de fuerza motriz o como simples drenajes, han causado daños severos en plazos de apenas decenios o años. Muchas de estas alteraciones probablemente ya no son reversibles. En otros casos, aunque los daños sean técnicamente reversibles, las condiciones socioeconómicas prevalecientes son tales que no reducirán la presión sobre los ecosistemas acuáticos en los plazos corto o mediano. Esto genera ciclos viciosos. Por ejemplo, la inmensa mayoría de usuarios industriales de agua eluden la aplicación de dinero y esfuerzo suficientes para mejorar sus aguas residuales, antes de verterlas de nuevo a cuerpos de agua, aun cuando ellos mismos necesitarán seguir usando agua limpia para sus procesos. Tampoco parece haber importado mucho el cuidado de los cuerpos de agua y sus ecosistemas por razones de bienestar e interés público, aun cuando es notorio el daño ambiental y visibles sus consecuencias, sobre todo en las partes bajas de los ríos. Otro factor que obstaculiza el cuidado y eventual restauración de cuerpos de agua, son los conflictos entre sectores de áreas limítrofes entre ecosistemas terrestres y acuáticos, interesados unos en utilizar los cuerpos de agua y los otros en aprovechar recursos terrestres, lo que redunda en afectaciones a la vocación natural lacustre o fluvial de algunas áreas. Todo ello ha mantenido una gran presión de cambio drástico y ha impedido la restauración oportuna de cuerpos de agua en México (en ocasiones impide, incluso, la mera mitigación de algunos efectos del deterioro). La generación de incentivos reales para fomentar el respeto y la recuperación de la vocación natural de terrenos palustres, lacustres, fluviales y ribereños se ha postergado demasiado; se han perdido tiempo y especies acuáticas únicas en el mundo.

Desafortunadamente hay un dúo perverso: el enorme contrapeso que ejercen los intereses económicos que requieren y favorecen usos dispendiosos del agua, más el desinterés general prevaleciente respecto a la irrecuperable riqueza de ecosistemas acuáticos y de formas de vida silvestre estrictamente acuáticas. Los efectos de esta sinergia negativa ya representan —sin exagerar— un tema de vida para la sociedad en el plazo medio (en muchas regiones, incluso ya perceptible a escala de una existencia humana, es decir, en carne propia). De hecho, muchas sociedades indígenas y sus culturas, las cuales se generaron durante milenios de interacción con los ecosistemas acuáticos (Niederberger, 1976; Álvarez del Castillo, 1989), se han visto disminuidas severamente hoy día o virtualmente han desaparecido (por ejemplo, la cultura matlatzinca, en el Estado de México, casi se ha extinguido junto con las ciénegas que le dieron su modo de vida característico). El proceso de deterioro de las culturas locales continúa en otras ciénegas de agua dulce de valles intermontanos del Eje Neovolcánico, donde incluso familias nativas con larguísima tradición prehispánica de uso del tule y otras plantas acuáticas con valor artesanal, alimenticio o medicinal, y de pesca de charales (entre ellos, especies de Chirostoma), ranas (Rana sp.) acociles (Cambarellus montezumae) y huevos de dípteros o “ahuautle” y hemípteros coríxidos o “axayácatl” (de las especies Ephydra californiana y Corixa femorata, respectivamente, según Manrique y Manrique, 1988), hoy se han dedicado a trabajar en maquiladoras, están subempleados o desempleados, o han emigrado a los Estados Unidos de América debido a que los ambientes acuáticos ya no les representan una opción de vida de interés razonable. La calidad y cantidad de las aguas ha disminuido en menos de 60 años y la cosecha acuática ya no es adecuada (o quizá ya no es tan deseable para los mercados locales, puesto que muchas personas prefieren consumir hamburguesas y otras delicias de la comida rápida del siglo xxi). Un caso concreto de lo anterior es la cabecera del río Lerma donde la alteración, históricamente abrupta, de las características y del ritmo de cambio natural de la mayoría de las ciénegas causó cambios cualitativos y cuantitativos en el ecosistema y en las comunidades humanas vinculadas a éste (Albores-Zárate, 1995). Ecosistemas acuáticos 31

Aun considerando el agua como un simple factor de calidad de vida humana, hay que reconocer que los ritmos de depuración del agua en la naturaleza también son lentos. La demanda humana de agua limpia es creciente y no se trata sólo de asegurar la disponibilidad de este líquido en cantidades suficientes. Eso sería demasiado simplista. En realidad lo que se requiere es disponibilidad de agua suficiente y de buena calidad, con miras a su permanencia a largo plazo. No se puede apostar todo nuestro futuro a la tecnología, suponiendo que podremos disponer de más agua dulce desalinizando la marina, lo cual no resultaría realista por poco rentable. De lo que se trata es de moderar el consumo y de cuidar las maneras en que éste se realiza, para asegurar la devolución de aguas al menos gris-claro a los cauces y cuencas; se necesita favorecer la disponibilidad de agua de buena calidad en el futuro y, también, asegurar que las corrientes y los cuerpos de agua estacionarios conserven sus atributos como ecosistemas funcionales, con ritmos determinados por sus propios procesos ecológicos y evolutivos. Se trata, igualmente, de que los ecosistemas acuáticos hoy saludables continúen así, y que en ellos sigan existiendo las especies acuáticas nativas de México, especialmente las endémicas y microendémicas. Ya es tiempo de que la sociedad y sus gobiernos reconozcan que no funcionará tratar de ocultar el deterioro de los ecosistemas acuáticos inaugurando unas cuantas plantas de tratamiento que usualmente resultan insuficientes y que, además, la falta de mantenimiento termina por sacarlas de operación. Tampoco resultará “sembrar” especies de peces u otros organismos exóticos al país, que son capaces de sobrevivir en aguas de baja calidad y que además, en muchos casos resultan competidores o depredadores para especies nativas, o vectores de parásitos y enfermedades microbianas por completo ajenas a los ecosistemas naturales locales. Urge restaurar cuanto antes muchísimos ecosistemas acuáticos de México, lo cual incluye mucho trabajo para la reducción o eliminación de las causas del deterioro, para el mejoramiento de las aguas, la reducción del abuso de ésta en todas sus formas, la restitución de las funciones ecosistémicas, la eliminación o reducción significativa de la presencia de especies 32 Los escenarios acuáticos

exóticas, la reintroducción de especies nativas de flora y fauna donde sea necesario, y muchos rubros más. En última instancia, además de la preocupación por salvar el patrimonio de biodiversidad acuática en México, se trata de preservar las fuentes de innumerables recursos útiles para el desarrollo humano; incluido el económico. Se trata de reconocer que la generación de cambios rápidos y drásticos, (como la conversión de terrenos riparios y la desecación de lagunas, para dedicar los terrenos así denudados a la agricultura), será una empresa inútil comparada con los beneficios que representa la recuperación del interés de las comunidades en sus humedales y otros ecosistemas acuáticos, lo que sin duda permitirá aspirar a una mejor calidad de vida a largo plazo. Se trata de mantener en buenas condiciones la fisonomía, la composición fisicoquímica, la naturaleza y los ritmos de cambio naturales, la diversidad biológica nativa (genética, organísmica, poblacional, de especies y de comunidades) y la funcionalidad de los ecosistemas acuáticos de México. Todo ello es prerrequisito para recuperar la disponibilidad permanente, la riqueza y la belleza escénica de las aguas de México.

Hacia la conservación de los cuerpos de agua en México Frente al injustificable abandono de los ecosistemas acuáticos por la sociedad —a pesar de que algunos de ellos ya están bajo grandes riesgos, sanitarios y de otros tipos, como ocurre por ejemplo con el sistema fluvial Lerma Santiago en México (Antón y Díaz-Delgado, 2000)— resulta un hecho afortunado que al menos un tipo (los humedales) haya logrado ser un foco de atención concreto que tiene interesantes repercusiones internacionales. Esto ha sido claramente positivo, pues desde hace varios años ha creado y mantenido un bastión de opinión pública a favor de la conservación y restauración de los ecosistemas acuáticos. A nivel internacional existe un marco de compromiso entre países para apoyarse mutuamente en la ardua y apremiante tarea de la conservación y la restauración de ecosistemas acuáticos, del cual es representativa la Convención de Ramsar (y de la cual México es integrante formal). Sin embargo, el cumplimiento de los encomiables objetivos de convenios internacionales

como ese no siempre se ve respaldado por las acciones reales de los países. El tránsito del discurso y la firma a los hechos pasa por un entramado social, económico y político muy complejo, que tiende a obstaculizarlo. A veces, bajo el argumento de impulsar el crecimiento económico nacional, se siguen favoreciendo en la práctica acciones que, según los protocolos internacionales (y la legislación nacional), no serían recomendables para la salud de los cuerpos de agua. A riesgo de aumentar la animadversión de algunos economistas hacia las ideas de conservación biológica, me parece que es tiempo de reconocer que la economía no puede perseguir un crecimiento perpetuo, como si los recursos no tuvieran límites. La economía clásica consideraba una tríada importante (tierra, trabajo y capital); esto acotaba, al menos en un aspecto, que los recursos naturales son la base de la economía humana y que tienen límites reales. Con el tiempo, la teoría económica colocó todo el énfasis en el capital y en la fuerza de trabajo, olvidando el componente “tierra”, lo que alejó a sus modelos del entorno natural y sus límites reales (Costanza et al., 1999). Con ello, los modelos de desarrollo económico se volvieron mecanicistas, ajustándose cada vez más a interacciones entre capital y trabajo, con un paradigma de crecimiento basado en el hiperconsumo, modelo que soslayó el reconocimiento de la naturaleza de los ecosistemas naturales, de sus procesos, limitaciones y tiempos, y del cual los propios hechos están demostrando su inviabilidad. Como decía la lúcida Ikram Antaki, filósofa siria de finales del siglo xx que vivió en México hasta el final de su vida: “tenemos que abandonar la idea —tan común hace 25 años— de que ya hemos encontrado la fórmula del verdadero desarrollo” (Antaki, 1992). La tecnología ya ha conocido el sabor de la derrota, al menos en lo que se refiere a su pretensión original de dominar, ordenar y conducir a la naturaleza en función de los deseos humanos. Al parecer hoy tenemos a la vista los confines naturales del desarrollo económico y de maneras cada vez más dramáticas, al menos respecto a los ecosistemas acuáticos: en muchos lugares falta el agua, en otros ésta no es utilizable debido a contaminación fecal o industrial, y en varias regiones, debido a la deforestación entre otros factores, el agua llega en torrentes efímeros, violentos, incontenibles y destructivos para las comunidades humanas. Asimismo, los recursos

bióticos propios de cuerpos de agua han disminuido a extremos no pocas veces alarmantes. Una visión realmente responsable debiera considerar que el futuro de una nación, cualquiera que ésta sea, no puede basarse en exigencias o deformidades de la economía global. No puede ser compatible con el mundo natural concebir el crecimiento poblacional sólo como factor de aporte de consumidores potenciales, quienes deben ganar poder adquisitivo para comprar lo que dictan mercados masivos. No se puede reducir al ciudadano a una simple unidad más en el recuento de consumidores que forman los mercados de gran escala, como tampoco se puede producir riqueza económica sin límites. En ese esquema globalizado, poco reflexivo acerca del entorno y el largo plazo, la precariedad de vida de muchos es el costo colateral del elevado bienestar de pocos. Debe reflexionarse profundamente y a tiempo, sobre la historia del uso que se ha hecho de los ecosistemas, particularmente los acuáticos, y debe producirse un balance crítico y objetivo al respecto. Con base en ese balance y en diagnósticos y pronósticos científicamente fundados, una sociedad responsable debe proyectar su interacción con los distintos ecosistemas acuáticos, a distintos plazos en el futuro. Pero además, cualquier diseño que se logre construir para la conservación de los ecosistemas terrestres y acuáticos, debe considerar el estilo de vida que desean los habitantes rurales de cada región intentando mantener la vocación natural de cada ecosistema acuático, reintegrando en ella los modos de vida tradicionales y propios de esas comunidades. Debe reconocerse que algunas comunidades rurales autóctonas han puesto la muestra, ejerciendo una mayordomía efectiva de sus fuentes de agua y de la biodiversidad acuática a la escala local o de regiones medias. La conciencia de esas comunidades acerca del valor del agua y de sus recursos bióticos, costeros, lacustres, fluviales, riparios y otros, como factor esencial para su vida cotidiana, ha sido el motor de la conservación de varios ecosistemas acuáticos. Contrariamente, la injerencia de intereses ajenos a las comunidades y, sobre todo, el aplastamiento de las aspiraciones locales por megaproyectos impulsados por intereses foráneos, puede ser un factor que agudice aún más la crítica situación de los ecosistemas acuáticos en México. Ecosistemas acuáticos 33

Aun en casos en los que resulte indispensable realizar proyectos de relevancia nacional en ecosistemas acuáticos debería intentarse, por todos los medios, que se generen las menores afectaciones posibles en los propios ecosistemas y en el tejido social propio de cada región. Para un habitante urbano promedio la falta de electricidad hidrogenerada o la falta de agua en su ducha o inodoro resultarán, sin duda, situaciones molestas e incómodas. Para un industrial, la falta de agua corriente para efectuar sus procesos y drenar sus desperdicios podrá significar un inconveniente y pérdida de ganancias. Pero para un habitante de una cuenca lacustre, ribera de río o playa, los desechos de esas mismas duchas, inodoros urbanos y desagües industriales, le serán entregados a domicilio por los ríos aguas abajo y le causarán escasez de bebida limpia, de alimento obtenido de plantas y animales acuáticos y riparios; y como un obsequio adicional, el advenimiento de enfermedades diversas. México también es el campo, es el entorno natural y sus ecosistemas, terrestres y acuáticos, y la gente que históricamente ha dependido de esos ecosistemas directamente para subsistir. Es necesaria una responsabilidad efectiva de la sociedad hacia los ecosistemas acuáticos, la cual pasa por la catalogación y el diagnóstico de los principales problemas que estos presentan, pero no debe limitarse a eso; debe pasar a la acción. Nos hemos detenido en conocer, pronosticar y temer el futuro; sabemos los grandes problemas que tienen ríos como el Lerma Santiago y sus lagunas asociadas (Antón y Díaz-Delgado, 2000), sabemos de los daños a lagunas costeras y hemos comprendido muchos problemas más, pero no hemos pasado a la acción con suficiencia y efectividad. La conservación de los cuerpos de agua y los ecosistemas que contienen depende de que las comunidades humanas, agrícolas, urbanas e industriales, reordenen y moderen sus demandas, así como las descargas que hacen sobre los cuerpos de agua, y de que las culturas rurales tradicionales asociadas con los ecosistemas acuáticos, encuentren verdaderos estímulos para continuar con su milenario proceso de interacción con los cuerpos de agua y su biodiversidad. En 2007, la magnitud y la tasa de deterioro de los ecosistemas acuáticos de México no solo continúan pre34 Los escenarios acuáticos

sentes, sino que en algunos casos se han incrementado. Es hora de poner al día la conservación y restauración de arroyos, ríos, lagos, albuferas, estuarios, deltas, cenotes, costas, arrecifes y mares de México. En el plano de la realidad esto requiere abordar con decisión, valor y eficacia, los retos —sociales, económicos, políticos y científicos— que implica mantener y recuperar la salud de los ambientes acuáticos. Si además de reconocer el mal estado que hoy guarda la mayoría de los ecosistemas acuáticos en México, sabemos que su recuperación va a ser lenta por la propia naturaleza de sus procesos geológicos y ecológicos, entonces tenemos un doble motivo para empezar a trabajar, en serio y cuanto antes. Los colegas autores de los demás capítulos que componen esta obra proveen información actualizada en distintas especialidades, principalmente orientada a ensanchar el panorama del lector interesado, pero también dirigida a estimular la búsqueda y ensayo de nuevos procedimientos viables para la conservación y restauración de ecosistemas acuáticos.

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36 Los escenarios acuáticos

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Conceptos fundamentales sobre ecosistemas acuáticos y su estado en México Mauricio Cervantes*

Introducción Los ecosistemas acuáticos epicontinentales son todas aquellas aguas superficiales que se distribuyen en los continentes. Dentro de los ecosistemas acuáticos existen, de manera general, los sistemas lóticos (término relativo al agua corriente, por ejemplo un arroyo o un río), y los lénticos (concepto aplicado a las aguas estancadas, como pantanos, estanques, lagos y los humedales, que son cuerpos de agua someros). Estos ecosistemas son estudiados sistemáticamente por la limnología.

Tipología de los ecosistemas acuáticos y humedales Una clasificación de la que hacemos uso frecuente en Conservación Internacional (CI) está determinada con base en la diversidad de ambientes acuáticos, costeros y marinos que existen en México, considerando su ubicación geográfica y tipo de cuerpo de agua, su extensión y otras características relevantes.

*

Conservation International, México, A.C. (CI) Corero-e: [email protected].

Esta clasificación, esencialmente tipológica, muestra diferentes grupos de humedales con base en el sistema acuático al que pertenecen, con el objeto de facilitar su identificación (Tabla 1 y Figura 1). A continuación se describen los tipos incluidos:

Ecosistemas acuáticos interiores Se considera un humedal interior a toda aquella planicie de inundación, existente a lo largo de los ríos y arroyos, en las márgenes de lagos y estanques o como depresión inundada aislada, rodeada por tierra. Estos sistemas no presentan algún tipo de contacto directo con el mar y pueden, o no, tener una salinidad variable, aspecto determinado por los tipos de afluentes que los alimentan o por el sustrato. Dentro de este tipo de sistemas se incluyen los siguientes cuerpos de agua: Lagos. Son cuerpos de agua naturales de condiciones lénticas (estancadas) y cuyo origen es continental; sin comunicación directa con el mar, generalmente son grandes, con más de 8 m de profundidad. Constituyen masas de agua permanentes y que se depositan en una depresión del terreno (cuenca lacustre). Laguna. Son cuerpos de agua con aparente similitud con los lagos; su existencia puede corresponder a cualquier origen, drenaje y dimensiones. Permanecen Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 37

Tabla 1. Tipos de ecosistemas acuáticos, incluidos los humedales

Tipo de ecosistemas acuáticos

Humedales

Ejemplos de formas

Interiores

Lóticos Río, arroyo y petén Lénticos Humedales Sistemas de   aguas profundas Costeros Humedales Sistemas   de aguas profundas Marinos Arrecife

relativamente estancados y son un tanto inestables, con variaciones en el nivel de agua; pueden ser temporales o permanentes, dependiendo del régimen pluvial. Son depósitos con una profundidad media menor a los 8 metros y de forma cóncava. Esta profundidad tiende a provocar una turbiedad que origina una menor transparencia del agua —en comparación con un lago— la cual frecuentemente resulta de color

Bordo, embalse, cenote, bolsón, ciénaga Lago y laguna Marisma, estero, estuario Laguna costera y bahía

pardo por la presencia de materia orgánica, por el crecimiento de algas y por la presencia de sólidos suspendidos. Ríos. Son cuerpos de aguas lóticas (aguas corrientes) que aun cuando pueden dividirse de varias formas son, en última instancia, corrientes de agua continua que desembocan en otra corriente de agua o en el mar. Arroyos. Son torrentes variables de agua, los cuales

Figura 1. Tipos de humedales en una cuenca

38 Los escenarios acuáticos

pueden ser estacionales o permanentes, mansos o rápidos, pero con volumen de agua menor que los ríos. Suelen circular sobre cauces rocosos (autoerosionado) y normalmente contienen aguas frías, saturadas de oxígeno. Bordos. Son obras artificiales de origen humano, construidas con estacas y postes, con el fin de almacenar el agua y utilizarla para irrigación, entre otros propósitos. Los bordos pueden ser temporales o permanentes y constituyen cuerpos de agua muy abundantes en algunas regiones. Además, pueden representar recursos potenciales para aprovechamiento piscícola en actividades acuícolas. Embalses. Son reservorios artificiales en los que se recogen las aguas de un río. Están sujetos a fluctuaciones en el nivel del agua. Cenotes. Son un tipo particular de depósito de agua dulce que, por ejemplo en México, se encuentran en la Península de Yucatán. Son anchos pozos naturales, de contornos más o menos circulares y paredes regularmente verticales, que se han formado debido al hundimiento reciente del terreno cárstico, ocasionado por la frecuente circulación de las aguas subterráneas que forman profundas grutas, cuyas bóvedas se derrumban y dan lugar a estos cuerpos de agua. Petén. Se denomina comúnmente petenes a los islotes de vegetación arbórea que se encuentran inmersos en una matriz de vegetación baja inundable. En los petenes se presentan variaciones en la elevación del terreno y por lo tanto en la profundidad de la inundación y en la duración de la misma, la cual determina qué asociación vegetal se manifiesta en cada sitio. Bolsón. Es una cuenca cerrada intermontana, que se caracteriza por su desagüe centrípeto (funcionalmente son cuencas endorreicas). Estas depresiones frecuentemente han sido excavadas por el viento; algunas contienen en su porción central gran cantidad de aluviones que han sido arrastrados desde las montañas circundantes, otras presentan piso rocoso cubierto con sal (los llamados bolsones alcalinos). Ciénaga. Zonas pantanosas alimentadas por un ojo de agua permanente y suelos permanentemente saturados, con abundante vegetación ribereña y semisumergida. Muchas veces representan las cabeceras de arroyos y pequeños ríos, especialmente en zonas áridas

o semiáridas (Minckley y Brown, 1982; Hendrickson y Minckley, 1985). En algunos casos pueden tener cierta influencia marina.

Ecosistemas acuáticos costeros Se denominan ecosistemas acuáticos costeros a todos aquellos cuerpos de agua que se encuentran en la zona litoral, manteniendo una comunicación permanente o temporal con el mar y que pueden o no estar conectados a sistemas dulceacuícolas. Esto hace que el tipo de salinidad presente en las aguas de estos sistemas vaya desde salobre hasta típicamente marina (Burke et al., 1988). Se consideran, dentro de este tipo general, los siguientes cuerpos de agua: Marisma. Es un terreno bajo y anegado, localizado a orillas del mar o de los esteros. Se encuentra inundado por las aguas del mar, ya sea por las mareas y sus sobrantes o por el encuentro de las aguas marinas con la desembocadura de los ríos. Presenta vegetación de juncos, hierbas y cañas además de pequeñas lagunas y canales intercalados (Cervantes, 1994). Laguna costera. Es una depresión de la zona costera, ubicada por debajo del promedio mayor de las mareas más altas, que tiene una comunicación permanente o efímera pero protegida de las fuerzas del mar por algún tipo de barrera, la cual puede ser arenosa o formada por islas de origen marino que, en general, son paralelas a la línea de costa. Son cuerpos de aguas someras y de salinidad variable (Cervantes, 1994). Estero. Es un cuerpo de agua formado en un canal natural o en antiguos brazos de un delta de río actualmente cerrado. En sus aguas se alternan períodos de estancamiento y de circulación, determinados por el ciclo diario o estacional de las mareas y por la magnitud y penetración de las corrientes de mareas, lo que origina que sus aguas presenten salinidad variable (Cervantes, 1994). Estuario. Es un cuerpo de agua costero semicerrado, con una conexión libre con el mar, dentro del cual el agua de mar se diluye significativamente con el agua dulce que proviene del drenaje terrestre. Se encuentran bordeados y parcialmente cortados desde el océano por masas de tierra, las cuales son perpendiculares a la línea de costa (Cervantes, 1994). Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 39

Bahía. Es una entrada del mar en la costa, de extensión considerable (Cervantes, 1994).

Ecosistemas acuáticos marinos Frecuentemente se consideran ecosistemas acuáticos marinos a todos aquellos localizados en el área de la plataforma continental y que no excedan los 6 metros de profundidad en marea baja. En la perspectiva del presente capítulo, dentro de este tipo se ubican únicamente los arrecifes. Arrecifes. Son estructuras monticulares formadas por la colonización y crecimiento de invertebrados sedentarios. Se caracterizan por su elevación con relación al sustrato que los rodea y su interferencia respecto al curso normal de las olas.

Historia y definiciones asociadas Durante muchos años, los humedales fueron considerados lugares inhóspitos, peligrosos y sin valor económico para el desarrollo humano. La idea de que los humedales eran tierras inútiles fue lo que provocó el mal uso y abuso de estos ecosistemas, a tal grado de modificar sus regímenes hidrológicos y ciclos de nutrientes, así como de contaminarlos, azolvarlos o destruirlos (Mitsch y Gosselink, 1986). Se ha estimado que en el mundo existen 557,000,000 ha de humedales y se calcula que actualmente, en Norteamérica, existe menos del 50 % de las áreas originalmente ocupadas por este tipo de zonas, que los colonizadores —españoles primero e ingleses después— encontraron a su llegada al continente (Niering, 1985). No fue sino hasta principios del siglo pasado que se les empezó a dar atención y reconocimiento, por ser áreas de gran diversidad en plantas y animales, de enorme importancia ecológica y económica, de una belleza considerable y más aún, al conocerse que son sistemas de gran fragilidad. A pesar de este reconocimiento, el término humedal y la importancia de su protección han empezado a ser del dominio público apenas desde la década de 1970, aún en países desarrollados. Los humedales, por sus características ecológicas, se consideran actualmente como fuentes de vertedero 40 Los escenarios acuáticos

y transformación de múltiples materiales biológicos y químicos. Se les ha denominado los “riñones” de la tierra, debido a su capacidad de filtrar y absorber ciertos contaminantes dentro de los ciclos químicos e hidrológicos, así como por ser receptores de aguas naturales o artificiales. De igual forma, se ha determinado que los humedales evitan inundaciones y recargan los mantos acuíferos subterráneos; algunos juegan un papel muy importante como hábitat único que alberga una amplia variedad de flora y fauna silvestres —incluyendo aves migratorias— y como centros de reproducción de una gran cantidad de especies de peces, muchos de ellos de importancia comercial. Dada la importancia que representa la conservación de estas áreas, no sólo deben ser valoradas bajo un punto de vista biológico, sino también antropológico, económico, social y cultural, lo cual fundamenta de una manera integral la necesidad de su conservación, protección, manejo y uso racional.

Antecedentes de la conservación de los humedales en México México posee apenas el 0.6% de los humedales de todo el mundo, es decir, aproximadamente 3,318,500 ha (Olmsted, 1993), de las cuales 1,567,000 ha corresponden a superficies estuáricas o humedales costeros (Contreras, 1993) y 1,751,500 ha a humedales continentales, incluyendo algunos artificiales (De La Lanza y García, 1995). La superficie continental y el perímetro litoral de la República Mexicana están cubiertos en un 16.8 % por humedales. Se calcula que el 35 % de los humedales y ecosistemas de aguas profundas en México ha sufrido algún deterioro, se ha modificado sensiblemente o simplemente se ha perdido; esto representa alrededor de 1,161,475 ha o, de igual forma, una superficie equivalente a todos los lagos y presas que existen actualmente en el país (Cervantes, en prensa). La Convención sobre humedales de importancia internacional, conocida coloquialmente como Convención Ramsar, intenta poner coto a la pérdida de estas zonas y asegurar su conservación mediante el reconocimiento internacional que estimule programas de protección a escala nacional. México se inscribió a la Convención Ramsar desde 1985, con

la designación de la Reserva de la Biosfera de Ría Lagartos, en Yucatán, como un sitio de Importancia Internacional para la Convención Ramsar. En 1994 se integraron tres sitios más: la Reserva de la Biosfera Pantanos de Centla, en Tabasco; la Reserva de Flora y Fauna Cuatrociénegas, Coahuila, y la Región de Marismas Nacionales, en Sinaloa y Nayarit. Para 2004 ya se habían integrado 60 sitios más (véase sitios Ramsar México en:http://conanp.gob.mx/sig/ anps/ramsar/ramsar.pdf. Bajo un acuerdo tripartito, firmado por México, Canadá y Estados Unidos en 1988, se han emprendido proyectos cooperativos para la protección de humedales y aves acuáticas en México, a través del Consejo para la Conservación de los Humedales de Norteamérica (NAWCC, por sus siglas en inglés). En Estados Unidos de América el NAWCC se estableció por medio del Acta para la Conservación de Humedales de América del Norte, en 1989, con el fin de recomendar proyectos de conservación de humedales. El Acta provee la mayor y única fuente de fondos equitativos federales para proyectos de conservación de humedales (http://www.fws.gov/ birdhabitat/index.htm). Por otro lado, el Plan de manejo de aves acuáticas de Norteamérica tiene como objetivo recuperar las poblaciones de aves acuáticas mediante la restauración y manejo de los ecosistemas de humedales, para la conservación de la diversidad biológica en el hemisferio occidental, para integrar la conservación de la vida silvestre con el desarrollo económico sustentable y para promover la asociación de agencias públicas y privadas, organizaciones e individuos para la conservación. Dicho Plan, firmado en 1986, reconoció que la recuperación y la permanencia de las poblaciones de aves acuáticas dependen de la restauración de los humedales y ecosistemas asociados, en toda la región norteamericana. Tiene la finalidad de conseguir la conservación de las aves acuáticas, manteniendo o mejorando los valores ecológicos asociados en armonía con otras necesidades humanas. Con la actualización, ocurrida en 1994, México se convierte en socio en pleno, completando con ello el enfoque de América del Norte para el manejo de las aves acuáticas (véase:http://www.fws.gov/birdhabitat/NAWMP/nawmphp.htm).

Red hemisférica de reservas para aves playeras. Esta red trabaja para conseguir la conservación internacional de este tipo de aves y de los hábitat de los cuales dependen, reconociendo lugares críticos de reproducción, puntos de migración y sitios de invernación en varios países. En México, en 1992, dos sitios fueron declarados como Reservas Internacionales bajo el criterio de mantener al menos al 15 % de la población de playeros migrantes en el hemisferio. Ambos sitios se encuentran en la vertiente del océano Pacífico: El Delta del Río Colorado, actualmente zona núcleo de la Reserva de Biosfera del Alto Golfo y Delta del Río Colorado, Baja California-Sonora, y la Región de Marismas Nacionales, amplia extensión de la planicie costera del estado del Nayarit. Todos estos lugares son, fundamentalmente, humedales que también son importantes para las aves acuáticas migratorias (véase: http://www.manomet.org/WHSRN/).

Aspectos más recientes en México En 1992, la entonces Secretaría de Desarrollo Urbano y Ecología (SEDUE) enlistó 32 humedales prioritarios para México incluyendo ecosistemas acuáticos continentales, costeros y marinos de todo el país. Ésta fue la primera política del estado para atender a los recientemente revalorados humedales. Desde entonces, el concepto de humedal se insertó en diversas organizaciones y los diversos fondos internacionales incrementaron los esfuerzos para el conocimiento, manejo y conservación de sus distintos tipos. Sin embargo, de manera paralela, el auge en la acuacultura y en los desarrollos turísticos, asociados con los ecosistemas acuáticos en tierras y costas, incrementó las amenazas sobre los humedales; esto significó serios conflictos entre la conservación y el desarrollo. La conciencia pública y de ciertos sectores orientó su atención a la defensa de los humedales, cuya presión originó mayor atención por parte de las autoridades, buscando que se acatase la ley ambiental e incrementando las normas orientadas al manejo y uso de los humedales. A partir de que en 1996 la Ley de Aguas Nacionales integró el concepto de humedal, aumentaron sustancialmente las normas oficiales destinadas a evitar la contaminación de cuerpos de agua y se incrementaron Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 41

los recursos para la conservación y el conocimiento de los humedales. Desde entonces y hasta la fecha, la prioridad por manejar y conservar estos ecosistemas ha ido en aumento. Sin embargo, esto no ha sido suficiente, ya que requiere de una mayor atención, de manera decidida, real y sistemática. En México se utilizan o se han utilizado varias definiciones de humedal. Ducks Unlimited de México A.C. (DUMAC) usa la del USFWS (Carrera y de la Fuente, 2004), la Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad (Conabio), en su Estudio de país, basa su sistema de clasificación de humedales en la del USFWS. La Comisión Nacional de Áreas Naturales Protegidas (CONANP), que opera como enlace con la Convención Ramsar, utiliza la definición de esa Convención para la inclusión de algunos sitios en la lista de Humedales de importancia internacional. Para efectos administrativos, en México también se cuenta con la base de la Ley de Aguas Nacionales, publicada originalmente el 1 de diciembre de 1992 y reformada el 29 de abril de 2004 en el Diario Oficial de la Federación (DOF, 2004), así como con su Reglamento, publicado el 12 de enero de 1994 en el Diario Oficial de la Federación (DOF, 1994). La Ley de Aguas Nacionales (y después su Reglamento, por consecuencia), establece en los artículos 3, fracción XXX y artículo 2, fracción XII, respectivamente, la siguiente definición de humedal:

Tal es el caso de la Ley de Aguas Nacionales cuyo artículo 3° (definiciones), en su fracción I establece, con base en la Constitución, lo que son Aguas Nacionales; fundamento para legislar en materia de humedales. También en su artículo 86 bis 1 se indican las atribuciones de la Comisión Nacional del Agua en materia de conservación de este tipo de áreas. Por su parte, en el Reglamento de la Ley de Aguas Nacionales, artículos 23, 78 y 155, se encuentran estipulados aspectos de relevancia para la administración de las aguas nacionales y en particular de los humedales.

“Humedales: las zonas de transición entre los sistemas acuáticos y terrestres que constituyen áreas de inundación temporal o permanente, sujetas o no a la influencia de mareas, como pantanos, ciénagas y marismas, cuyos límites los constituyen el tipo de vegetación hidrófila de presencia permanente o estacional; las áreas en donde el suelo es predominantemente hídrico; y las áreas lacustres o de suelos permanentemente húmedos, originadas por la descarga natural de acuíferos”

Tabla 2. Distribución del volumen del agua dulce en México

En este sentido habría que tomar en cuenta también algunas cuestiones relacionadas con los humedales y que se encuentran insertas en estos instrumentos legales. 42 Los escenarios acuáticos

Un diagnóstico general En México, el nivel medio anual de precipitación es de 777 mm, equivalente a 1 billón 570 mil millones de m3 (Tabla 4). De esta cantidad, 1 billón 120 mil millones se evaporan retornando a la atmósfera, 410 mil millones se escurren superficialmente (Tabla 2) y 40 mil millones se infiltran en el subsuelo para recargar los acuíferos. Considerando la superficie continental de nuestro país, los cuerpos de agua ocupan el 1.42 % del territorio. En la Tabla 3 se observa la proporción porcentual de los cuerpos de agua. En la Tabla 4 se describe el total de agua disponible, el total de agua utilizada y la correspondiente sin aprovechamiento. Como puede observarse, sólo se utiliza una tercera parte del agua superficial y más de la mitad de la del subsuelo. El resto del agua, aunque

Distribución Ríos Presas Aguas subterráneas Recarga de agua subterránea Lagos y lagunas Lluvia Total Fuente: Sedesol, 1993.

Volumen de agua (millones de m3) 410, 000 107, 000 70, 000 5, 000 14, 000 1, 530 607, 530

no es utilizada, sufre una disminución en su calidad y posee en algunos casos importantes vectores de contaminación. Cabe destacar que la sobreexplotación del agua subterránea, proveniente de la recarga, ha propiciado una severa baja en la disponibilidad del recurso, su alteración y la tardía recuperación de los volúmenes. Además, estos recursos hídricos se encuentran distribuidos de modo desigual a lo largo del territorio nacional. Por ejemplo, existen grandes diferencias de una región a otra respecto a las precipitaciones medias anuales y a los escurrimientos respectivos, según las regiones del Plan Nacional Hidráulico 1975. En

términos generales, la precipitación ocurre durante cuatro o seis meses de temporada lluviosa y una parte importante se concentra en áreas poco pobladas. El 82% del volumen de almacenamiento está bajo la cota de los 500 metros sobre el nivel del mar, mientras que el 76 % de la población vive por arriba de ese nivel. La precipitación más alta se localiza en la región del Grijalva-Usumacinta y la más baja en la región de Baja California (Tabla 5) (INEGI, 1995). De acuerdo con las distribuciones espaciales de la lluvia y la temperatura, 52.7 % del territorio tiene déficit hídrico (regímenes climáticos desértico, árido y semiárido) mientras 47.3 % es subhúmedo y hú-

Tabla 3. Superficie ocupada por los embalses naturales y artificiales

Cuerpos de agua

Superficie en ha

Lagos y lagunas Lagos y zonas lagunarias del Golfo Pantanos (Veracruz, Tabasco, Campeche) Presas (Artificiales) Salobre Lagunas, litorales y esteros Total

Superficie total (%)

210, 000 114, 000 434, 000 481, 000 1, 550, 000 2, 789, 000

7.52 4.08 15.56 17.24 55.57 99.97

Fuente: reelaborado a partir de SARH, 1975.

Tabla 4. Distribución del agua por origen y destino (Volúmenes × 106 m3 año) Producción por lluvia Volúmenes × 106 m3 año Pérdidas por evaporación Escurrimiento superficial Recarga de acuíferos Disponibilidad total

1, 570, 000

Flujo a lagos interiores o al mar sin aprovechamiento

Agua utilizada

1, 120, 000 410, 000 146, 000 40, 000 28, 000 450, 000 174, 000

264, 000 12, 000 276, 000

Fuente: Sedesol, l993.

Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 43

Tabla 5. Precipitación media anual y escurrimiento por regiones Región

Precipitación media 106 m3 año

Baja California Noroeste Pacífico Centro Balsas Pacífico Sur Istmo Bravo Golfo Norte Papaloapan Grijalva-Usumacinta Península de Yucatán Cuencas cerradas Norte Lerma Valle de México Costa centro Total

20, 791 167, 961 110, 616 113, 984 134, 485 162, 415 142, 321 93, 533 171, 131 172, 158 112, 339 65, 301 17, 403 47, 610 1, 532, 048

Altura media anual en mm 150 522 946 975 1, 658 431 1, 028 1, 654 1, 854 1, 233 417 731 730 1, 365 777

Fuente: Sedesol, 1993.

Mapa 1. Principales ríos de México, por estado. La incidencia de humedales está asociada con las aguas superficiales

Fuente: Comisión Nacional del Agua1999.

44 Los escenarios acuáticos

Escurrimiento 106 m3 278 24, 922 30, 277 31, 667 64, 785 7, 600 40, 708 60, 576 83, 883 29, 119 3, 944 6, 445 1, 853 24, 105 410, 162

medo. Menos de una tercera parte del escurrimiento superficial ocurre en 75 % del territorio, donde se concentran los mayores núcleos de población, las industrias y las tierras de riego, lo que provoca insuficiencias en las aguas superficiales y subterráneas para el abastecimiento y, a su vez, conduce a la sobreexplotación de acuíferos y obliga a hacer transferencias entre cuencas (Tabla 6) (Sedesol, 1993; INEGI, 1995). La contaminación, por otra parte, ha reducido el potencial de uso de varios acuíferos, ríos y cuerpos de agua. Paradójicamente, en el 25 % restante del territorio, la abundancia de agua también representa un problema severo. Ahí, el drenaje de tierras y el control de las inundaciones son fundamentales para estimular el desarrollo económico de las comunidades asentadas en esas regiones. En ellas, además, la principal actividad industrial se relaciona con el petróleo, lo cual ha traído como consecuencia problemas críticos de contaminación. El potencial hidroeléctrico de esta zona no ha sido aún totalmente aprovechado.

La extracción total del agua del país es, actualmente, de unos 174 mil × 106 m3 año, equivalentes a 43 % del agua renovable (404 mil 651 × 106 m3 año), en tanto que el consumo total representa 15 % del agua renovable. La generación de energía hidroeléctrica representa el mayor volumen extraído, 60 %, mientras que la irrigación usa más del 80 % del consumo total. Respecto al agua subterránea, se ha estimado en 17 mil 409 × 106 m3 el promedio de la recarga anual y en 16 mil 395 × 106 m3 el de extracción, así como en 110 mil 350 × 106 m3 el volumen total de almacenamiento, destacando la región noroeste del país por su alto almacenamiento (25.5 % del total) (SARH, 1980).

Atributos generales más importantes de los ecosistemas acuáticos Qué es y qué no es un humedal Desde una perspectiva práctica los mejores indicadores, visibles y sencillos, para identificar y definir qué es

Tabla 6. Agua subterránea. Distribución regional (106 m3 año) Región Baja California Noroeste Pacífico centro Balsas Pacífico sur e Istmo Bravo Golfo norte Papaloapan Grijalva-Usumacinta Península de Yucatán Cuencas cerradas Lerma Valle de México Costa centro Total

Extracción 1, 724 3, 026 276 1, 008 140 2, 150 32 334 184 500 2, 060 2, 386 2, 540 35 16, 395

Recarga 1, 152 2, 059 691 1, 849 159 3, 000 62 606 292 500 1, 360 3, 179 2, 323 177 17, 409

Almacenamiento 10, 600 32, 600

26, 750 20, 000

20, 400

110, 350

Fuente: SARH 1980 Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 45

un humedal, son tres: 1) El suelo. Un humedal tiene un suelo saturado de agua; 2) La vegetación hidrófila. Presencia de plantas que resisten suelos saturados de agua o, inclusive, cuyo ciclo completo de vida ocurre estando sumergidas; 3) La fauna. Presencia de especies con atributos y conductas típicamente asociadas con áreas acuáticas, que ocupan estos sitios durante un lapso importante de su ciclo de vida. El propósito de exponer lo que no es un humedal, es evitar confusiones desde un punto de vista práctico.

Un cuerpo de agua no es un humedal en sí mismo. Sin embargo, es un componente con el cual se asocian los humedales entendidos en sentido estricto (véase también la discusión en Sánchez, en este volumen). En la Figura 2 se observan ecosistemas acuáticos donde podemos diferenciar corrientes superficiales, cuerpos de agua y humedales. La Tabla 7 muestra la descripción de cada humedal. En las figuras 3 y 4 se muestran detalles generales de humedales costeros y continentales.

Figura 2. Presencia de humedales

Fuente: Lynn, 1988.

46 Los escenarios acuáticos

Tabla 7. Descripción de humedales 1, 2 y 3 4 5 y 6 7, 8 y 9

Descripción Humedales contiguos a corrientes Humedales contiguos a aguas marinas Humedales contiguos a lagos Humedales aislados

Un segundo ejemplo se muestra en la Tabla 9. Se trata de la clasificación de la Convención Ramsar (Montreux 1990), de la cual México es signatario. Agrupa a los humedales marinos y costeros en un solo esquema e incorpora a su clasificación ecosistemas artificiales. Para el caso de México, los humedales artificiales se encuentran bajo otro orden administrativo; en esos términos es importante considerar qué clasificaciones es más útil adoptar.

Características de los grandes tipos de ecosistemas acuáticos

Semejanzas y diferencias ecológicas entre sistemas de agua dulce, salobres y salinos

La variedad de tipos de humedales ha requerido su clasificación sistemática, a fin de mejorar los enfoques tanto de investigación como de conservación. Como un ejemplo de los resultados logrados al respecto, en la Tabla 8 se presenta una versión condensada de la clasificación de humedales que utiliza el gobierno norteamericano.

En aspectos como la dinámica hidrológica, varios tipos de sistemas acuáticos pueden tener semejanzas más o menos definidas. Sin embargo, el carácter de agua dulce, salobre o salino puede implicar profundas diferencias. En la Tabla 10 se muestran algunos datos comparativos.

Figura 3. Visión transversal idealizada de un humedal costero

Fuente: Lynn, 1988.

Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 47

Tabla 8. Hábitat de humedales y aguas profundas clasificación de Cowardin et al. (1979) Sistema

Subsistema

Clase

Marino Submareal Fondo rocoso Sustrato acuático Fondo no consolidado Arrecife Intermareal Fondo rocoso Sustrato acuático Fondo no consolidado Arrecife Estuarino Submareal Fondo rocoso Sustrato acuático Fondo no consolidado Arrecife Intermareal Sustrato acuático Costa no consolidada Arrecife Humedal emergente Sustrato de corriente Humedal con vegetación arbustiva Costa rocosa Humedal boscoso Riverino Mareal Fondo rocoso Costa rocosa Fondo no consolidado Costa no consolidada Sustrato acuático Humedal emergente Perenial bajo Fondo rocoso Costa rocosa Fondo no consolidado Costa no consolidada Sustrato acuático Humedal emergente Perenial alto Fondo rocoso Costa rocosa Fondo no consolidado Costa no consolidada Sustrato acuático Intermitente Sustrato de corriente Lacustre Limnético Fondo rocoso Sustrato acuático Fondo no consolidado Litoral Fondo rocoso Costa rocosa Fondo no consolidado Costa no consolidada Sustrato acuático Humedal emergente Palustre Fondo rocoso Humedal de musgo‑líquen Fondo no consolidado Humedal emergente Sustrato acuático Humedal arbustivo Costa no consolidada Humedal boscoso Acuático-subterráneo Cavernoso Grutas con corrientes Cavernas con corrientes   subterráneas   subterráneas Aportaciones al Sistema Grutas sin corrientes Cavernas sin corrientes   de Cowardin et al. (1979);   subterráneas   subterráneas   tomado de Cervantes (1996) Cárstico Cenotes con afloramiento Petenes   supeficial Cenotes sin afloramiento   supeficial

48 Los escenarios acuáticos

Tabla 9. Clasificación de tipos de humedal Rec. C.4.7 de la Conferencia de las Partes Contratantes (Montreux, 1990) Convención Ramsar

Marinos y costeros

1. Marinos Aguas marinas poco profundas Lechos marinos Arrecifes de coral Riberas rocosas Playas de arena o guijarrosas

Continentales 1. Fluvial Deltas Ríos permanentes Ríos estacionales e intermitentes Humedales de planicies inundables 2. Lacustre

Artificiales 1. Acuacultura Estanques para peces 2. Agricultura Estanques agrícolas Tierras regadas 3.Industrial y urbano

2. Estuarinos Tierras agrícolas inundadas Salinas Aguas de estuarios Lagos de agua dulce permanentes Depósitos, diques y presas Esteros mareales Lagos de agua dulce estacionales Fosos de grava, ladrillo, etc.   e intermitentes Marismas saladas Lagos salinos y/o salobres permanentes Estaciones depuradoras   de agua residuales Manglar, bosque mareal Lagos salinos estacional e intermitente Canales 3. Lacustres-Palustres 3. Palustre Arrecifes derivados de conchales Lagunas costeras salobres Marismas de agua dulce permanentes Arrecifes   y/o salinas Lagunas costeras de agua dulce Marismas de agua dulce estacionales   e intermitentes Marismas salinas y/o salobres permanentes Marismas salinas estacionales e intermitentes Turberas Humedales alpinos y/o de tundra Humedales dominados por arbustos Humedales dominados por árboles Fuentes de agua dulce y oasis 4. Geotérmico Humedales geotérmicos

Para efecto de estas comparaciones pueden considerarse las reflexiones provistas por varios especialistas. Por ejemplo, para Ramón Margalef (1983): El ecosistema se puede considerar como un complejo de comunidades (componentes), ya que cada una está formada por muchas especies y cada especie es un excelente indicador de las propiedades del medio para el estudio comparado y descriptivo de los ecosis­temas. A base de la composición por especies de sus respectivas comunidades,

es muy flexible y puede permitir discriminar hasta el nivel que se desee estudiar. La extensión ocupada por las diferentes comunidades es diferente de acuerdo con las características de las aguas. Por ejemplo, el fitoplancton está ligado a la presencia de luz, y, en un lago poco profundo, ocupa un espacio relativamente mayor dentro de cualquier columna vertical. En aguas más profundas, como los océanos, se dispone de un mayor volumen de agua en el que viven organismos y se realizan procesos independientes de la luz.

Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 49

Tabla 10. Valores típicos de producción y biomasa en ecosistemas lacustres, comparados con promedios característicos de ecosistemas terrestres y marinos

Componentes de los ecosistemas

Sistemas dulceacuícolas (Ecosistemas lacustres) B

P

Sistemas salinos (Ecosistemas marinos) B

P

Ecosistemas terrestres

B

Productores primarios Fitoplancton 1-5 100-300 0.4-1 100 Fitobentos 7-160 40.300 0.1 0.2-2 1,200 Animales 0.5-2 Zooplancton 0.2-4 2-20 2 10 Zoobentos 0.4-4 10-50 10 3 Peces 1-5 1-6 1 0.2 Bacterias 0.1-10 30-200 0.2-15 50 0.2-15 Materia orgánica en partículas 80-1,000 200 10,000 Materia orgánica disuelta 100-200 2, 000 Carbono inorgánico disuelto 100-1,000 100, 000 1,200

P

300 0.2-6

?

atmósfera

B = biomasa, g C m-2; P = producción, g C m-2 año-1. Margalef, 1983.

Figura 4. Visión transversal idealizada de un humedal continental

Fuente: Lynn, 1988.

Otro ejemplo; “la configuración de las orillas es el resultado de la interacción entre la erosión de las olas, la frecuencia en los cambios de nivel, los apor­tes de sedimentos y el grado de retención de los mismos por la vege­tación litoral, hasta que forman una especie de talud. La fracción del fondo de un lago hasta el que lle50 Los escenarios acuáticos

ga la luz y donde puede crecer vegetación condiciona no sólo la extensión y relativa impor­tancia de algas y macrófitos bentónicos en la producción primaria total, sino que también de­fine la extensión del lago en la que ningún seg­mento del reciclado material se realiza en la oscuridad total” (Margalef, 1983).

Las cifras expuestas en la Tabla 10 solo orientan un ejemplo más es la extensión que ocupa el fitobentos en los océanos que es muy pequeña; para las aguas dulces se suponen lagos y aguas corrientes de extensión moderada. Las cifras de materia orgánica y carbono inorgá­nico disuelto en el mar se refieren a una pro­ fundidad media de 4,000 m; que en agua dulce no es posible considerar (Margalef, 1983). Del análisis de esta Tabla 10 se pueden obtener algunas conclusiones: •

•

•

•

•

•

La superficie de los continentes, por unidad y en promedio, produce cerca de tres veces más biomasa que los océanos. Los valores de producción de biomasa del agua dulce quedan comprendidos entre los valores de los sistemas terrestres y marinos. En aguas dulces, los productores primarios del bentos tienen mayor importancia relativa que en el mar. La biomasa de los animales es proporcionalmente mayor en ecosistemas acuáticos que en los terrestres, lo que se debe a la organización especial de la comu­nidad planctónica, con productores primarios de tamaño muy pequeño y rápida renovación. A su vez, la vía detrítica es más importante en los eco­sistemas terrestres y también en los de agua dulce, por la mayor representación de los macrófitos en ellos. En cuanto a las bacterias, la atención que actualmente se les presta no guarda proporción con su importancia real en los ecosistemas.

A riesgo de abusar, siguiendo nuevamente a Margalef (1983): Finalmente, la variabilidad de las cifras utilizadas para comparar son lógicas, dentro de los mecanismos comunes que son la base del funcionamiento de la biosfera. Pero, localmente, o por cortos períodos, puede haber fuertes desviaciones de los valores más frecuentes; casos aislados, como los oasis mantenidos por bacterias quimiotróficas y asociadas con fenómenos hidrotermales en grandes profundidades marinas.

Importancia ecológica de los diversos tipos de ecosistemas acuáticos Funciones y valores o servicios ambientales Cuando nos referimos a las funciones de un humedal, hablamos de los procesos ecológicos naturales y de su importancia en el balance dinámico, biogeoquímico, de la cuenca o de la zona geográfica donde se encuentran. Sin embargo, cuando hablamos de valores de un humedal nos referimos a lo que tiene relevancia, es deseable o útil para los humanos, desde el punto de vista económico, cultural, histórico, religioso, educativo, recreativo, estético o espiritual. De hecho, la razón por la cual se han establecido legislaciones para la protección de humedales ha sido el reconocimiento de la importancia de estos valores para la sociedad, como se describe en el ejemplo de la Figura 5. Más aún, estos valores cambian en magnitud dependiendo de la localización del humedal, de la disponibilidad y la abundancia de los recursos contenidos en el mismo y de las presiones humanas para utilizarlos. No existe un acuerdo universal entre los especialistas sobre un método único para la valoración precisa de los humedales. En la Figura 6 observamos de manera agrupada las funciones y los valores de los humedales. A continuación se muestran funciones importantes de los humedales, con base en el trabajo de Adamus y Stockwell (1983), que enmarca muchos de los posibles factores a considerar en la valoración de un humedal. Sin embargo, se advierte que todavía falta mucho por desarrollar en los diversos sectores, y por entender respecto de la relación entre los principios de valoración y servicios, para las condiciones particulares de México. En las tablas 11 (a, b, c y d), se muestran, mediante agrupación de factores, las principales funciones, los valores y costos asociados. La Tabla 12 detalla una matriz de valores que representan las zonas húmedas, basada en Canter (1996).

Estabilidad (de los ecosistemas de transición) La estabilidad se define como la capacidad de mantener una condición. Para el caso de los ecosistemas

Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 51

Figura 5. Funciones y servicios ambientales que desarrollan los ecosistemas acuáticos y los humedales

Fuente: Lynn, 1988.

de transición entre situaciones acuáticas y terrestres, el fenómeno de estabilidad resulta un fenómeno con márgenes de variación muy amplios. Los ecosistemas acuáticos y los humedales son ecosistemas que muestran grandes variaciones a lo largo de su vida geológica. Dadas las características asociadas con el agua y sus atributos esto los hace ecosistemas muy dinámicos. Sin embargo, a pesar de dicha condición, son sensibles ante ciertos cambios que hoy día son básicamente originados por el hombre. Esta situación no es fortuita, el hombre requiere de agua para su desarrollo pleno y del agua dulce para sobrevivir. De ahí que los cambios en los sistemas hidrológicos se encuentren asociados con el desarrollo humano. Un factor adicional inherente a los ecosistemas y que tiende a oponerse al cambio es la resistencia. Otro es la resiliencia, que le permite al sistema tratar de regresar a un estado anterior dentro de ciertos límites, luego de una perturbación (véase Sánchez, en este mismo volumen). Estas propiedades se relacionan con la capacidad que posee un ecosistema para absorber stress 52 Los escenarios acuáticos

y poder seguir proporcionando beneficios (como lo haría un sumidero para residuos o una fuente de bienes y servicios). Los conocimientos actuales en materia de ecología sugieren que la resiliencia depende, al menos en parte, de la diversidad de los organismos y de la heterogeneidad de las funciones ecológicas (CDB, 1996). En el caso específico de los humedales, las especies y los procesos en los que participan son de amplia plasticidad adaptativa en lapsos cortos (cortos refiriéndose al tiempo geológico). Esto determina su amplia variabilidad y los correspondientes ciclos cortos y la latencia de vida, lo que favorece la persistencia de los sistemas de humedales, en la medida de que no se modifiquen sustancialmente tres factores: a) el agua y su comportamiento; b) los suelos y sus propiedades y c) la vegetación y sus asociaciones. Contrario a la tendencia a la estabilidad se encuentra la irreversibilidad de los ecosistemas, una vez que estos cambian cualitativamente (véase Lindig-Cisneros y Zambrano, en este volumen). Una vez que se ha traspasado cierto umbral específico, mismo que

Figura 6. Clasificación de las funciones y valores de los humedales

Sistema de clasificación por funciones y valores Hidrología Abastecimiento de agua

Contigüidad (vecindad)

Transportación Superficial

Subterránea

Calidad del agua

Regulación climática

Redución de daños Erosión

Vida silvestre y pesquerías

Inudación

Estabilidad de la costa Productividad acuática

Desarrollo económico

Criaderos de especies comerciales Hábitat de especies raras, endémicas o en peligro de extinción

Producción silvícola Producción alimentaria

Desarrollo social Historia y arqueología Educación e investigación Necesidades y oportunidades

Desarrollo económico Administración de cuencas

Cultura

Coordinación inter e intragubernamental Responsabilidades Costos de manejo Financiamiento

Donaciones

Receación Actividades cinegéticas Espacios abiertos y valores estéticos

Fuente: elaboración propia a partir de datos tomados de Adamus (1983).

Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 53

Tabla 11(a). Factores de Valoración de Humedales (Adamus y Stockwell, 1983) Factores Hidrológica

Vecindad (Contigüidad)

Regulación climática

Funciones

Valores

Costos

Abastecimiento de agua

Desarrollo de la vida

Transportación de flujos de agua y almacenaje Calidad del agua

Producción de energía mecánica, biológica Uso directo

Reducción de daño por inundaciones Reducción de erosión fluvial y costera Estabilización de la línea de costa

Protección Protección Protección y mantenimiento

Indicador del potencial del hábitat disponible para especies de flora y fauna y en el caso específico de humedales, como un sustento de mínimas poblaciones viables Las tierras altas inalteradas o corredores riparios que conectan los humedales promueven los movimientos de organismos y proveen la diversidad genética Los humedales aislados que se encuentran en pasajes fragmentados tienden a ser degradados con facilidad por plantas exóticas o invasoras o calidad de agua disminuida

Continuidad en las cuencas hidrológicas Procesos migratorios

Manejo de cuencas

Corredores biológicos de intercambio “genético”

Protección de corredores biológicos y rutas migratorias

Factores de intercambio y promotores de movimiento biológico

Conocimiento de factores de intercambio y promotores de movimiento biológico

Son reconocidos como reguladores microclimáticos y regionales Son zonas de amortiguamiento que representan estos ecosistemas (como los manglares) para efectos de fenómenos como el calentamiento global y el consecuente aumento en el nivel medio del mar

Regulación térmica, hídrica, eólica y pluvial Generación y absorción de gases

Uso de energías alternativas

generalmente resulta desconocido, la pérdida de las funciones ecológicas se vuelve irreversible. Un suceso umbral puede conducir a un cambio irreversible en la resiliencia del ecosistema, y acarrear consecuencias negativas para la capacidad adaptativa de los ecosistemas en transición y a un aumento de la incertidumbre en cuanto a los efectos ambientales. Ante estos factores la estabilidad de los sistemas de transición resulta frágil 54 Los escenarios acuáticos

Construcción de traslados, energético Gasto de combustibles no renovables Procesamiento para alcanzar la calidad Construir protecciones Contención de la erosión. Mantenimiento artificial

por los acelerados cambios originados por el hombre (CDB, 1996).

Estabilidad del paisaje El paisaje puede ser considerado desde dos perspectivas: la de sus propiedades tangibles o la de sus propiedades intangibles. La primera se refiere a la capacidad

Tabla 11(b). Factores de Valoración de Humedales (Adamus y Stockwell, 1983).

Productividad acuática

Mantenimiento de la vida silvestre pesquerías

Factores

Desarrollo económico

Funciones Hábitat de peces e invertebrados. Casi dos tercios del pescado y marisco de importancia comercial y recreativa, dependen de los humedales costeros y esteros para crianza o desarrollo larvario Hábitat de aves acuáticas, mamíferos, reptiles y otra vida silvestre. Los humedales proveen de sitios esenciales para la reproducción, anidación, alimentación y cubren hábitat para aves acuáticas residentes o temporales, otras aves, mamíferos, reptiles y anfibios Hábitat para especies raras, endémicas y en peligro de extinción. A nivel mundial, los humedales dan sustento aproximadamente a una tercera parte de todas las especies animales raras y en peligro de extinción y muchas especies de plantas también en peligro se distribuyen en los humedales

Valores Diversidad genética. Recurso de recolonización Diversidad ecológica. Mantenimiento de hábitat

Eficientes en convertir la energía solar Producción de plantas, en biomasa de plantas animales y materia La biomasa de plantas producida por orgánica los humedales forman la base de muchas cadenas alimenticias acuáticas y terrestres

Producción silvícola Producción alimentaria Producción combustible

Costos Acuacultura / agricultura / pastoreo Criaderos Creación y restauración Adquisición o servicio de las tierras elevadas Protección de sitios y especies. Ecoturismo Actividades alternativas Protección de sitios y especies

Adquisición y protección del hábitat Regulaciones de captura alternativa Manejo de predadores Creación y uso de facilidades de propagación (por ejemplo: criaderos) Manejo del hábitat Investigación sobre factores de productividad Control de contaminantes. Restauración Usos alternativos de energía. Adecuaciones tecnológicas Variaciones mercantiles Restricción de mercados

Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 55

Tabla 11(c). Factores del Desarrollo Social-cultural y Recreación (Adamus y Stockwell, 1983) Funciones

Valores

Atributos como recreación, educación, interpretación, investigación, estéticas o de espacios y valores históricos y arqueológicos

Valores históricos y arqueológicos. Son de interés por los asentamientos de pueblos indígenas que han sido descubiertos. Las evidencias indican que utilizaron los recursos pesqueros y de conchales Educación e investigación. Proveen de oportunidades para la observación de la naturaleza, la educación ambiental y el estudio científico Necesidades y oportunidades de la comunidad. Estos son criterios importantes. Si se conocen, los deseos de la comunidad deben considerarse en el proceso de selección

No existe Mantenimiento y registro de permanencia antropológica

Actividades cinegéticas. Los humedales sirven como sitios para la caza y la pesca Espacios abiertos y valores estéticos. Muchas personas consideran que los humedales poseen gran diversidad y belleza, ya que proveen de espacio abierto para la recreación y el disfrute visual. Muchos humedales en el mundo han servido de inspiración para famosas pinturas, producción literaria y poética

Protección de sitios y especies. Vigilancia Ecoturismo Actividades alternativas

Herencia/cultural

Homogenización cultural. Pérdida en la identidad tradicional y regional (tiempo y espacio)

Recreación

visual y estética de observarlo como un todo, desde una visión muy superficial y sólo en cuanto a lo que nuestra vista alcance a cubrir. La segunda se refiere a aquellas visiones obtenidas mediante instrumentos, que nos permiten desarrollar un mayor alcance para posibilitar la definición de patrones. En la actualidad se ha pasado de ver al paisaje como el marco estético de la actividad humana a considerarlo como un recurso. El paisaje como recurso y patrimonio de la humanidad adquiere enorme importancia. Conserva huellas tanto de su origen como de las fuerzas naturales que, a lo largo del tiempo geológico, concentraron su actividad en él. Históricamente, a través del paisaje es posible rastrear la identidad de un pueblo, sus costumbres, su economía, entre otros temas. Es también un recurso humanístico, lo cual 56 Los escenarios acuáticos

Costos

Importación tecnológica. Ciencia/educación No existe Pago de externalidades en el corto plazo Recreación, ecoturismo y actividades productivas

hace necesaria su conservación en algunos lugares y el desarrollo de acciones encaminadas a su recuperación o a evitar su progresiva degradación, en otros. El paisaje es también un bien cultural, un recurso patrimonial que conviene gestionar racionalmente (Smardon, 1983). El concepto de paisaje puede ser definido desde cuatro enfoques: •

•

•

Estético. Hace referencia a la combinación de las formas y colores del territorio y a la representación artística del mismo. Ecológico o geográfico. Estudio de los sistemas naturales que lo configuran. Interacción entre las rocas, el agua, el aire, los animales y las plantas. Cultural. Considera al paisaje como un medio na-

Tabla 11(d). Factores en políticas administrativas (Adamus y Stockwell, 1983) Funciones Administración de cuencas

Valores

Costos

La localización del humedal dentro de la cuenca hidrológica de alta prioridad o áreas de planeación urbana. El grado de amenaza sobre un humedal puede deberse a una propuesta de desarrollo específica o al crecimiento a un ritmo acelerado en la “vecindad inmediata”

Infraestructura de desarrollo Adquisición o servicio de las tierras elevadas

Coordinación intergu- El grado de coordinación intergubernamental e intragubernabernamental e intramental requerido para un programa de esta naturaleza debe de gubernamental ser evaluado. Si no existen métodos de coordinación el éxito del proyecto puede verse afectado. El hecho de que existan más niveles de coordinación, particularmente entre diferentes jurisdicciones, pueden hacer que un proyecto sea más efectivo, porque habrá más agencias y divisiones trabajando para alcanzar las mismas metas

Gasto público insostenible Servicio público insuficiente

Responsabilidades

Deben ser evaluadas las responsabilidades legales o ambientales del lugar. Se debe investigar la presencia de tanques de reserva subterráneos, desechos tóxicos, problemas administrativos (de manejo) de las aguas superficiales u otros peligros. Las correcciones de este tipo de peligros pueden resultar costosas

Falta de ejecución de políticas legislativas y normativas

Costos de Manejo (Administrativos)

El mantenimiento, monitoreo e instrumentación constituye un costo. Los costos de manejo varían según el sitio, su tamaño, el nivel de uso, las actividades de las tierras aledañas y necesidades de recursos. Deben estimarse todos los costos de manejo y considerarse en la selección y posterior administración del sitio

Manejo intensificado de las áreas existentes

Financiamiento (fondos)

Algunos fondos sólo están disponibles para ciertas actividades en humedales, por lo que la selección del sitio debe considerar estos criterios

Donaciones

Hay pocas consideraciones. Éstas deben analizarse a los deseos de los donadores y ser compatibles con los planes de la jurisdicción del humedal

•

tural, condicionado y susceptible de modificación por las actividades socioeconómicas. Globalizador. Conjunto de feno-sistema (formado por los componentes perceptibles) y los cripto-sistemas (formado por componentes no perceptibles).

Convenios intersecretariales

En el origen y la evolución del paisaje en los ecosistemas de transición intervienen factores que influyen en la formación y su aspecto actual; estos son numerosos y se encuentran relacionados entre sí. Lo anterior da como resultado que no haya dos paisajes idénticos; es posible que existan semejanzas entre ellos, Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 57

Manglares

Costas a mar abierto

Llanuras de inundación

Marismas de agua dulce

Lagos

Turberas

Recarga de agua subterránea

A

A

A

V

V

V

P

P

Descarga de agua subterránea

P

P

P

P

C

P

P

C

Control de la inundación

P

C

A

C

C

C

P

C

P

C

P

P

C

A

A

A

  / tóxicos

P

C

P

C

C

C

C

C

Retención de nutrientes

P

C

P

C

C

P

C

C

Exportador de biomasa

P

C

P

C

P

P

A

P

Protección contra tormentas y vientos

P

C

P

A

A

A

A

P

Estabilización del microclima

A

P

A

P

P

P

A

P

Transporte de agua

P

P

A

P

A

P

A

A

Recreativo / turístico

P

P

C

P

P

P

P

P

Recursos forestales

A

C

A

P

A

A

A

C

Recursos faunísticos

C

P

P

C

C

P

P

P

Industria pesquera

C

C

P

C

C

C

A

P

Recursos para alimento animal

P

P

A

P

P

A

A

A

Recursos agrícolas

A

A

A

C

P

P

P

A

Suministro de agua

A

A

A

P

P

C

P

P

C

P

P

C

P

C

P

P

P

P

P

P

P

P

P

P



Bosques pantanosos

Estuarios (sin manglares)

Tabla 12. Valor de los diferentes tipos de zonas húmedas

Funciones

Estabilización para el control   de la erosión de la línea costera Retención de sedimentos





Productos

Atributos

Diversidad biológica Singularidad para la cultura   o el patrimonio

Clave: A) Ausencia o excepcional; P) presente; V) valor común e importante del tipo de zona húmeda. Fuente: Canter, 1996).

58 Los escenarios acuáticos

pero nunca serán iguales. Para entender la estructura del paisaje hay que conocer los agentes que intervienen en el modelado del relieve, así como aquellos que los modifican. La evolución del relieve suele ser lenta y continua, y en ella intervienen fuerzas constructivas (fuerzas internas de la tierra) y destructivas (procesos de erosión). Las fuerzas que intervinieron en la formación del paisaje continúan activas en la actualidad; el paisaje que contemplamos ahora es una imagen instantánea (una fotografía) dentro del proceso de su evolución (Smardon, 1983). En un paisaje, los ecosistemas de transición dentro del mismo, como los ecosistemas acuáticos y humedales, tienen elementos naturales como las rocas, las aguas y la vida silvestre, pero existen otros que son artificiales, y representan ecosistemas inducidos (presas, pozas y arrozales). Para mayor explicación, los componentes del paisaje pueden ser abióticos y bióticos: Componentes abióticos: 1. Relieve o modelado fisiográfico. La superficie del terreno sirve de base o enlace a los componentes restantes. Está formada por el relieve, las formaciones del terreno (depresiones), su disposición, su naturaleza (por ejemplo, suelos mal drenados), los tipos de rocas y otros componentes. Este factor determina la presencia del siguiente componente y, en consecuencia, su disposición para alojar distintos tipos de humedales u otros ecosistemas acuáticos. 2. El agua. La presencia de agua superficial es esencial para los humedales y otros ecosistemas acuáticos, su quietud o movimiento, su sonido, su contraste con el resto de componentes, forman los elementos dominantes en el paisaje, que pueden ser importantes para su caracterización y hasta su clasificación. 3. Las estructuras o elementos artificiales, inducidos o introducidos por intervención humana. Los diferentes usos del suelo (infraestructura en arrozales), las construcciones (presas y bordos), las estructuras lineales (carreteras y caminos) o superficiales (granjas camaroneras o pozas de sal), son resultado de la acción humana sobre el entorno e influyen en el aspecto del paisaje.

Componentes bióticos: 1. Vegetación. Cuando se describe un paisaje en función de la vegetación se tienen en cuenta los factores de clima, definidos como regiones climáticas (por ejemplo, atlántica o mediterránea) y fisiográficos (por ejemplo, vegetación de galería, vegetación de pantano). Hay también agrupaciones vegetales que pueden ser monoespecíficas (formadas por una sola especie) o multiespecíficas (formadas por varias especies). Las especies vegetales silvestres que, generalmente, establecen agrupaciones con características estructurales homogéneas, reciben el nombre de comunidades, como es el caso de los manglares. 2. Fauna. Es un componente vivo adicional del paisaje (además de la vegetación), que puede modificar la percepción del mismo, ya que los animales presentes son responsables de muchos fenómenos locales, además de características organolépticas del paisaje, como los olores (debido a orinas, hormonas y otros) y los sonidos (por ejemplo, trinos). 3. El ser humano. La inmensa mayoría de los paisajes conserva huellas del pasado y del presente en su territorio, y está impregnado de historia. El medio natural, como el modificado, ejercen influencias notables sobre los diversos sujetos que los pueblan. Cada grupo humano tiene su propia percepción del espacio en el que habita. A la percepción del paisaje se le pueden añadir valores místicos o religiosos, sensoriales y otros. La acción humana ha ido transformando el medio natural al mismo tiempo que continuamente ejerce su adaptación a las condiciones de éste. Desde otro ángulo, puede decirse que existen elementos visuales del paisaje. Estos suelen estar determinados por: 1. La forma. Ésta se define como el volumen o superficie de un objeto, que aparecen determinados tanto por la configuración que presentan en la superficie del terreno como por el emplazamiento del paisaje. Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 59

2. El grado de dominancia. Éste viene dado por la geometría de los objetos, por su complejidad y orientación respecto a los planos principales del paisaje, así como por el contraste con su entorno. 3. Línea. Puede definirse como el camino real o imaginario que percibe el observador cuando existen diferencias bruscas entre los elementos visuales (color, forma, textura). Se peciben como líneas: la silueta de la tierra contra el cielo o línea del horizonte, la frontera entre zonas de distintas características visuales (el límite del bosque), los corredores que seccionen el territorio (cursos de aguas corrientes), por ejemplo. A su vez y en términos de paisaje, la línea se caracteriza por: a. La fuerza. Dada por la intensidad, continuidad y unicidad del trazo de la línea, como por la longitud de éste. b. La complejidad. Queda definida por la variedad de las direcciones que sigue la línea (por ejemplo, la línea de horizonte de un terreno

en relieve es más compleja que la de una llanura). c. El contraste. Es un factor que resulta de la composición de líneas de diferente dirección o carácter y se ve incrementado cuando éstas separan formas o colores muy diferentes.

Diversidad biológica La diversidad biológica asociada con los humedales y otros ecosistemas acuáticos es muy considerable. En términos generales puede decirse que la biota de México es muy rica debido a que tiene una historia ligada tanto con latitudes septentrionales como meridionales, así como con biota propia del territorio nacional. El Mapa 2 muestra el límite reconocido entre la biota animal de afinidad neártica y neotropical, así como la regionalización del país, indicada por la distribución de las especies silvestres, en el caso de los ambientes acuáticos relacionada con la presencia de aguas dulces, salobres, marinas y sus respectivas transiciones.

Mapa 2. Regiones faunísticas y zoogeográficas de México

Regiones faunísticas y principales ecosistemas Bosque templado Pastizal Matorrales áridos y semiáridos, chaparral Selva baja Selva mediana y alta Límite entre regiones faunísticas

Fuente: INEGI, 2005.

60 Los escenarios acuáticos

Región neártica Características. Abarca la mayor parte de Norteamérica, incluso las zonas áridas y semiáridas de los Estados Unidos y el centro y norte de México, así como las zonas templadas y frías de las sierras Madre Oriental y Occidental, y las sierras volcánicas del centro del país. Principales ecosistemas. Matorrales desérticos, chaparral, pastizal, matorrales semiáridos, bosques templados y matorrales asociados, en el centro y norte de México. Los ecosistemas acuáticos son variados, pero en general similares a los de los Estados Unidos de América y Canadá.

Región neotropical Características. Comprende las tierras bajas cálido húmedas o subhúmedas, así como algunas partes altas de las sierras de Chiapas y la Sierra Madre del Sur. Abarca también todo el Caribe, Centro y Sudamérica. Principales ecosistemas. Selvas altas y medianas, selvas bajas o bosques y matorrales asociados. Bosques de niebla o mesófilos. Bosques templados y matorrales asociados del sur del país. Contiene ecosistemas costeros tropicales y vegetación sabanoide. Los ecosistemas acuáticos son más similares a los de las regiones de Centroamérica y del norte de América del Sur.

Ecosistemas acuáticos de mayor importancia para México y su distribución geográfica Distribución de los hábitats costeros, marinos y dulceacuícolas Existen dos visiones respecto a la distribución de los humedales. Ambas utilizan a la vegetación (especies hidrófitas) como un indicador de la presencia de humedales. Ambos estudios derivan del uso de tecnología de sensores remotos, utilizando imágenes de satélite. En 1990 se realizó el Mapa de humedales de México, el cual establece 32 humedales prioritarios, los diferentes tipos de vegetación hidrófita y los principales ríos en el país, a una escala de 1:4,000,000. En 1994 se produjo

el inventario forestal, que realizó la entonces Secretaría de Agricultura y Recursos Hidráulicos (SARH) a través del Instituto de Geografía de la UNAM. Se trata de uno de los más recientes esfuerzos por conocer de manera global la situación de los recursos forestales, mediante el uso de la percepción remota. La vegetación asociada con los humedales queda de manifiesto en la Tabla 13, la cual muestra la distribución de diversas asociaciones vegetales relacionadas con ambientes acuáticos, por extensión y por estado. El Mapa 1 (Aguas interiores de la República Mexicana) muestra que las cuencas hidrológicas están orientadas principalmente de la Meseta Central hacia el Norte. El litoral atlántico de la República Mexicana denota que el mayor flujo de agua dulce ocurre hacia la parte sur del Golfo de México. Por último, el litoral pacífico de la República Mexicana muestra que, aunque es un territorio más extenso, exhibe pocas aportaciones de agua dulce.

Superficie de los hábitats costeros, marinos y dulceacuícolas En este segmento se consideran los tipos de vegetación asociada a diversos esquemas fisiográficos, al nivel nacional, derivado del Inventario Nacional Forestal de la entonces SARH y del IG-UNAM. Muchos de ellos están asociados a ecosistemas acuáticos. Manglar. Superficie estimada en 721,554 hectáreas. Se halla en orillas bajas y fangosas de las costas y es característico de esteros y de desembocaduras de ríos. Sus componentes principales son Rhizophora mangle (mangle rojo), Avicennia germinans (mangle negro), Laguncularia racemosa (mangle blanco) y Conocarpus erectus (mangle botoncillo). Selva de galería. Ocupa una superficie aproximada de 163,809 hectáreas. Este tipo de vegetación se desarrolla en las márgenes de ríos y arroyos, debido a la mayor humedad existente en áreas de clima tropical. Se presenta como vegetación arbórea diferente a la circundante y puede estar compuesta de especies arbóreas como Pachira acuatica y Ficus spp. Palmar. Se calculó una superficie de 101,849 hectáreas. Se le encuentra frecuentemente dentro del área de las selvas o como resultado de la perturbación de las mismas, y también formando vegetación de galería Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 61

Tabla No 13. Ecosistemas forestales asociados a ambientes acuáticos por estados Entidad Manglar Selva Palmar de galería Baja California

Vegetación de la llanura costera

Total de vegetación acuática y no acuática

-

35,086

-

-

37,823

23,285

51,281

289

-

74,855

196,495

3,465

-

189,973

1,259,329

Colima

3,330

1,016

-

-

34,261

Chiapas

57,382

-

1,142

52,138

1,220,142

Guerrero

6,490

-

27,307

-

852,849

Jalisco

3,773

2,700

-

-

238,252

Baja California Sur Campeche

Michoacán

-

981

402

-

546,200

Nayarit

82,847

445

6,429

-

219,313

Oaxaca

17,500

8,289

28,942

42,817

1,215,389

Quintana Roo

27,336

271

1,495

-

1,238,293

Sinaloa

96,159

14,056

-

-

174,541

Sonora

7,542

29,540

-

-

86,719

Tabasco

51,624

-

2,811

33,980

205,542

4,135

13,050

5,033

-

76,006

Veracruz

57,713

3,629

4,065

185,495

976,409

Yucatán

85,930

-

-

8,121

823,177

721,554

163,809

101,845

512,524

6,785,674

Tamaulipas

Total

* Total general para toda la vegetación de la República Mexicana. Fuente: SARH, 1994.

en regiones semiáridas. En el lado Atlántico su área de distribución se extiende desde Tamaulipas a Quintana Roo. En la mayor parte de los casos representa comunidades cuya existencia está determinada por incendios periódicos. Del lado del Pacífico esta comunidad se localiza en lugares cercanos al litoral en Oaxaca y Chiapas, donde se desarrolla sobre suelos profundos de terrenos mal drenados, que se inundan todos los años. Algunos de los palmares más conocidos son los formados por Sabal spp. Orbignya guacuyule, Erythea spp., Brahea spp., y Paurotis spp., entre otros taxones. Vegetación hidrófila. Se le reconoció en una superficie de 1,115,203 hectáreas. La constituyen comunidades vegetales que viven en lugares pantanosos e inundables de aguas dulces o salobres poco profundas. Incluye los tipos de vegetación conocidos 62 Los escenarios acuáticos

como popal y tular. Se localiza principalmente en las áreas pantanosas de la planicie costera del Golfo de Campeche, Tabasco, Veracruz y Tamaulipas, en pequeñas áreas al norte de Chiapas y costas de Quintana Roo y Yucatán. Las especies más frecuentes que forman estos tipos de vegetación son: en popales, Thalia geniculata, Calathea spp., Heliconia spp., y en tulares, Typha spp., Scirpus spp., Cladium jamaicense, Phragmites communis, Arundo donax y Cyperus spp. Vegetación halófila. Se le identificó una superficie de 3,048,140 hectáreas. La constituyen comunidades vegetales arbustivas o herbáceas que se desarrollan sobre suelos con alto contenido de sales, en las partes bajas de cuencas cerradas de las zonas áridas y semiáridas, así como cerca de las lagunas costeras en

Tabla 14. Extensión de los ecosistemas lagunario-estuarinos por estados Estado Tamaulipas Baja California Sur Sinaloa Campeche Veracruz Oaxaca Nayarit Quintana Roo Chiapas Baja California Sonora Tabasco Guerrero Colima Jalisco

Extensión (ha)

Porcentaje nacional

231,200 224,000 221,600 196,000 116,600 106,900 92,400 87,300 87,000 74,800 51,700 24,800 22,700 8,000 3,200

14.7 14.2 14.1 12.5 7.4 6.8 5.8 5.5 5.4 4.8 3.2 1.6 1.4 0.5 0.2

Fuente: Sedesol, 1994.

áreas de marismas. Son comunes las asociaciones de Atriplex spp., Suaeda spp., Distichlis spp., Salsola spp., Opuntia spp., Frankenia spp., Batis maritima, Abronia maritima y Limonium californicum. Vegetación de dunas costeras. Superficie reconocida: 131,783 hectáreas. Comunidad vegetal que se establece en dunas localizadas a lo largo de las costas. Algunas de las especies que pueden presentarse son el Batis maritima, Abronia maritima, Chrysobalanus icaco, Opuntia dillenii, Coccoloba spp., Bromelia pinguin, y otras arbustivas o arbóreas que pueden proceder del continuo de vegetación. Cabe hacer notar que áreas con esta vegetación en general tienden a ser ocupadas por plantaciones agrícolas de cocoteros. Sabana. Representa un grupo de especies herbáceas, usualmente de interés para la ganadería, así como de especies arbóreas muy particulares. Existe en suelos que tienen un deficiente drenaje y que son constantemente inundables, lo cual determina su importancia en relación con humedales interiores o continentales. Obsérvese que la abundancia de estos suelos los limita al S y SE de México.

Lagunas costeras. México cuenta con más de 11,000 km de litoral a lo largo del Golfo de México, el Mar Caribe y el océano Pacífico. Sobresalen allí ambientes de lagunas, calculándose que existen aproximadamente 130 de estos ecosistemas. Es importante resaltar que tres de los primeros cinco estados (Tamaulipas, Baja California Sur y Campeche) poseen los mayores valores, debido a que poseen las lagunas costeras más grandes de México (Laguna Madre, Bahía Magdalena y Laguna de Términos, respectivamente). El resto de los estados, como Veracruz y Sinaloa, poseen lagunas costeras de tamaño mediano, diseminadas por todo el litoral. Con respecto al resto de los estados, estos mantienen una condición relativa que abarca poco menos del 50 % de la extensión total de lagunas costeras de México (Tabla 14).

Lagos, lagunas, ríos y presas En la República Mexicana existen 14,000 cuerpos de agua lagunarios, de los cuales el mayor número se localiza en la zona centro occidente, que incluye a los estados de Jalisco y Michoacán, siguiendo en importancia la región centro sur y la norte. De estos sistemas lagunarios destacan por su abundancia los bordos artificiales, que sorprendentemente representan 67.13% de los cuerpos hídricos y cubren 188,781 ha, 14.74% de la superficie inundada de aguas epicontinentales. La mayoría de estos embalses artificiales tienen una superficie de entre una y diez hectáreas y se encuentran concentrados principalmente en los estados de Jalisco y Guanajuato. Aproximadamente 90% son sistemas temporales, con dimensiones menores a dos hectáreas. Los bordos satisfacen necesidades de agua para la agricultura campesina, primordialmente de temporal, que ocupa entre 60 y 70% de la superficie agrícola, incluyendo porciones sobre laderas. El mayor porcentaje de estas tierras de temporal se ubican en la región central del Altiplano y en algunos estados pertenecientes a la cuenca del Balsas, como Guerrero y Oaxaca, en donde el éxito de los cultivos depende de las variaciones atmosféricas. El uso de estos sistemas, también denominados jagueyes, bordos o “estanques rústicos”, se ha diversificando al ser empleados además como abrevaderos para el ganado y para actividades de extensionismo acuícola, sobre todo con la siembra Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 63

Tabla 15. Principales presas en los Estados Unidos Mexicanos Presa Entidad Federativa Corriente La angostura (Belisario Domínguez) Nezahualcóyotl (Malpaso) El Infiernillo Chicoasén Presidente Alemán (Temascal) Internacional La Amistad Aguamilpa Miguel de la Madrid (Cerro de Oro) Vicente Guerrero (Las Adjuntas) Internacional Falcón Alvaro Obregón (Oviachic) Adolto López Mateos (El Humaya) Lázaro Cárdenas (El Palmito) Miguel Hidalgo (El Mahone)

Chiapas Chiapas Michoacán-Guerrero Chiapas Oaxaca Coahuila-EE.UU. Nayarit Oaxaca-Veracruz Tamaulipas Tamaulipas-EE.UU. Sonora Sinaloa Durango Sinaloa

Grijalva Grijalva y La Venta Balsas y Tepalcatepec Grijalva Tonta Bravo Santiago Sto. Domingo Soto la Marina Bravo Yaqui Humaya Nazas Fuerte

Capacidad 10×6 m3

Principales Finalidades

20,217 14,028 11,860 11,883 9,106 7,000 7,000 5,360 5,283 4,908 4,200 4,064 4,438 4,030

G.CA. G.CA.R. G.CA. G. G.CA. R. G.CA.R.AP. G.CA.R. G. CA. CA.R.AP. G.CA.R.AP G.CA.R G.CA.R. R. G.CA.R.AP.

AP: Agua potable; CA: Control de avenidas; G: Generación de energía eléctrica: R: Riego. Fuente: SAGARPA. Comisión Nacional del Agua.

de alevines para la producción piscícola (De la Lanza y García, 1995). Las represas, ya sea que se hayan construido con fines de generación de electricidad o de riego (o ambos), aportan ambientes acuáticos adicionales. Algunos representan opciones viables para la vida silvestre y otras implican problemas que exceden con mucho a las ventajas de su presencia. Para dar una idea de la importancia de distintos tipos de presas se ha incluido la Tabla 15, la cual resume las principales presas construidas hasta 1992, así como los usos de las mismas; es importante destacar que la generación de energía y el control de avenidas son los principales objetivos de este tipo de obras.

Principales usos a los que están sujetos los distintos ecosistemas acuáticos de México Los usos humanos de los ecosistemas acuáticos son variados, así como sus problemas y grados de deterioro. Para complementar el panorama sobre la interacción humana con los humedales se presentan datos adicionales en la Tabla 16. 64 Los escenarios acuáticos

Factores a considerar para la generación y ejecución de programas de conservación de ecosistemas acuáticos en México En muchos países los niveles de pérdida de humedales han alcanzado proporciones críticas a nivel nacional. Para el caso de los países en vías de desarrollo, la pérdida de estos ecosistemas está provocando un impacto importante en las comunidades humanas locales que dependen de estos recursos (Frazier, 1996). Para resolver este problema es necesario conocer y analizar las causas precisas de la pérdida de los humedales e identificar los medios para enfrentarlas. El actual desarrollo ha generado un acelerado proceso de deterioro en los humedales de México. Las tasas de deforestación, de relleno, drenado y contaminación aumentan considerablemente en las zonas húmedas, disminuyendo su cobertura. Este proceso está relacionado con la apertura de nuevas zonas para el establecimiento de actividades agropecuarias, acuícolas, turísticas, urbanísticas y forestales. La contaminación es otro factor que incide en las

Tabla 16. Resumen de las causas de la pérdida de zonas húmedas Marismas de agua dulce

Lagos

Turberas

Bosques pantanosos

Causas naturales: Descenso Aumento del nivel del mar Sequía Huracanes y otras tormentas Erosión Efectos bióticos

Llanuras de inundación

Acciones humanas indirectas: Desviación de sedimentos por presas, canales   profundos y otras estructuras. Alteraciones hidrológicas por canales,   carreteras y otras estructuras. Descenso debido a la extracción de agua   subterránea, petróleo, gas y otros minerales.

Costas a mar abierto

Acciones humanas directas: Drenaje para agricultura, silvicultura y control   de mosquitos. Dragado y canalización de ríos para la navegación   y protección de inundaciones. Relleno para la eliminación de residuos sólidos,   construcción de carreteras, así como para   el desarrollo comercial, residencial e industrial. Conversión para acuacultura / cultivo marino. Construcción de diques, presas, malecones,   rompeolas para el control de inundaciones,   suministro de agua, riego y protección   de las tormentas. Descargas de plaguicidas, herbicidas, nutrientes   de las aguas residuales domésticas y escorrentía   y sedimentos agrícolas. Extracción de las zonas húmedas de turba,   carbón, grava, fosfatos y otros materiales. Extracción de agua subterránea.

Estuarios

Causas principales de la pérdida de zonas húmedas por uso humano directo e indirecto y causas naturales

C

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C P

C P

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A

P C C C C A

P C C C C A

A A C A P C

A A C A A C

P A P A A C

P A P P P A

P C P P A A

Clave: A) Ausencia o excepcional; P) presente, pero no la causa mayor de pérdida; C) causa común e importante de degradación y pérdida de la zona húmeda. Fuente: Mannion y Bowlby, 1992, en Canter, 1996. Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 65

áreas húmedas, resaltando aquélla generada por la extracción de petróleo y/o por el uso de plaguicidas dentro de las actividades agrícolas. Aunado a lo anterior, la falta de una conciencia de conservación y las ingentes necesidades económicas de las poblaciones asentadas en las inmediaciones de las zonas húmedas, representan un problema que complica las posibles soluciones para frenar el deterioro acelerado de dichas áreas. Tres factores parecen ser determinantes para reorientar la conservación y aprovechamiento de los ecosistemas acuáticos, particularmente los humedales en México: •

•

•

El establecimiento de una política nacional clara y efectiva, en aras de administrar las zonas húmedas como un recurso sustentable. Reconocer la importancia de los humedales como ecosistemas y su estrecha asociación con la administración y el manejo de las cuencas hidrológicas. Diseñar y establecer los instrumentos de aplicación de programas en el ámbito estatal, a través de estrategias coordinadas intersectoriales y públicas.

Por tales motivos es necesario establecer un programa nacional para la conservación y manejo de los humedales en México, en el que se contemple: 1. Primera fase, la realización de un inventario detallado que incluya la ubicación, extensión, problemática y características generales de todos y cada uno de los humedales en México. 2. Segunda fase, establecimiento de prioridades de conservación y restauración, y 3. Tercera fase, instrumentación de las estrategias resultantes, para el manejo conforme a las necesidades y realidades de nuestro país.

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66 Los escenarios acuáticos

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Conceptos fundamentales sobre ecosistemas 67

Segunda parte Evaluación y seguimiento

Integridad biótica de ambientes acuáticos Ricardo Pérez Munguía,* Raúl Pineda López§ y Martina Medina Nava*

El creciente deterioro de los ecosistemas acuáticos ha venido demandando el desarrollo de sistemas y métodos, que permitan conocer su grado de alteración debido a causas naturales y/o antropogénicas. Entre los conceptos y aproximaciones metodológicas más recientes se encuentra el de integridad biótica, que conjuga elementos estructurales y funcionales de los ecosistemas acuáticos para conocer el estado aproximado de sus procesos ecológicos y evolutivos. Este concepto se desarrolló de manera principal para ecosistemas lóticos de agua dulce, que están entre los más afectados por las actividades humanas y poco a poco se ha ido incrementando su nivel de aplicación a otros sistemas acuáticos. Este capítulo contiene los elementos conceptuales y metodológicos para el desarrollo de índices de integridad biótica y algunos ejemplos recientes de su aplicación en sistemas acuáticos, principalmente de carácter lótico, en nuestro país. Juzgamos conveniente ofrecer en una primera sección una visión de los distintos sistemas de evaluación biótica disponibles.

Facultad de Biología, Universidad Michoacana de San Nicolás Hidalgo. § Facultad de Ciencias Naturales, Universidad Autónoma de Querétaro. *

Las siguientes tres secciones exploran aspectos que permiten un mejor entendimiento de los ecosistemas lóticos y que complementan y/o validan la información obtenida a través de la aplicación de los índices de integridad biótica: la geomorfología de ríos, la determinación del estado más probable y la determinación de la calidad ambiental. En las secciones finales se presentan los fundamentos del diseño de índices de integridad biótica, mostrando algunos ejemplos de su aplicación en nuestro país.

Protocolos de evaluación biótica en ecosistemas acuáticos La valoración biótica es una evaluación de las condiciones de un cuerpo de agua usando estudios y medidas directas de la biota residente en aguas superficiales (Barbour et al., 1999). Las técnicas desarrolladas para estas evaluaciones son conocidas como “protocolos rápidos de evaluación biótica”, y fueron concebidas como estrategias con buen balance costo beneficio, científicamente válidas y orientadas a: 1) facilitar el análisis de múltiples sitios en campo; 2) obtener resultados rápidos para la toma de decisiones; 3) proveer reportes científicos de fácil acceso para el público y 4) promover procedimientos ambientalmente sanos. Integridad biótica de ambientes acuáticos 71

Además de estos objetivos principales, los protocolos que se han desarrollado también pueden aplicarse para: i) caracterizar la existencia y severidad de daños en los recursos acuáticos; ii) ayudar a identificar las fuentes y causas de los daños; iii) evaluar la efectividad de las acciones de control de la contaminación y restauración en ambientes acuáticos; iv) validar estudios accesibles y acumular valoraciones de impacto; y, v) caracterizar los atributos bióticos de las condiciones de referencia, es decir, de hábitat en buen estado de conservación (Barbour et al., 1999). Estos protocolos parten del principio de que las alteraciones de cualquier tipo en los sistemas acuáticos se reflejan en daños sobre la condición y el funcionamiento de sus comunidades bióticas; entre ellos están la pérdida de los taxa sensibles y los cambios en la estructura de las comunidades. El monitoreo biológico es esencial para evaluaciones de riesgo ecológico, porque mide las condiciones biológicas presentes y no sólo las químicas, y se convierte en una fuente significativa de comparación con las condiciones esperadas en ausencia de los impactos humanos (Gibbson et al., 1999; Barbour et al., 1999). En México las aguas corrientes han sido negativamente impactadas; es difícil encontrar arroyos y ríos prístinos en la actualidad. En 1998, la red de medición de la calidad del agua en cuerpos de agua superficiales informó que 75% de nuestros ríos y arroyos presentan algún grado de contaminación (CNA/SEMARNAP, 1999). Los impactos más comunes sobre estos ambientes son alteraciones en la forma física, cambios en la descarga de agua y la introducción de materia orgánica, y presencia de sustancias químicas (Lindegaard, 1995). A la biota que puede tolerar esos impactos se le ha denominado indicadora de alteraciones. Para el monitoreo de la biota en los sistemas acuáticos se han diseñado distintos índices; entre los más comunes están los índices de diversidad, los índices de similitud y los índices bióticos (incluyendo los índices sapróbicos). De los índices de diversidad, el más utilizado es el de Shannon y Wienner (H’) el cual, para el caso de ambientes acuáticos, se ha hallado correlacionado con la calidad del agua en cuanto a la contaminación orgánica (Tabla I). 72 Evaluación y seguimiento

Tabla 1. Relación entre los valores de índice de diversidad con la contaminación del agua

(Wilhm y Dorris, 1968 en Dall, 1995) alor del Índice V de Shannon y Wiener H > 3 H = 2-3 H = 1-2 H = 0-1

Interpretación

Aguas limpias Aguas ligeramente contaminadas Aguas medianamente contaminadas Aguas fuertemente contaminadas

Sin embargo, éste y otros índices de diversidad, por sí mismos, tampoco reflejan la condición del ecosistema, pues la diversidad no necesariamente covaría con la estabilidad del sistema (Calow, 1992). Entre los métodos que emplean la similitud para el monitoreo se encuentran el índice de similitud de Sorensen y los diferentes algoritmos que se han desarrollado para el análisis de grupos de los valores que arroja (cluster), entre los que históricamente se han privilegiado el método jerárquico de Ward y el método de promedio no ponderado (UPGMA). Estos índices solamente miden la semejanza en los componentes de dos o más sitios, pero no necesariamente están relacionados con la causalidad de fenómenos de degradación u otros. Los índices bióticos, frecuentemente llamados índices bióticos rápidos o protocolos rápidos de biovaloración, parecen ser los mejores métodos para evaluar la calidad del ambiente de los sistemas lóticos, aunque lo deseable es combinar la medición de la diversidad con índices sapróbicos y con el uso de organismos indicadores (Dall, 1995). Estos índices emplean con frecuencia como nivel deseable de identificación taxonómica la familia y/o el género (excepto los índices sapróbicos que requieren del nivel de especie), por lo que exhiben un buen nivel costo-beneficio y son fáciles de usar. Además, permiten no sólo detectar la contaminación orgánica sino también otros tipos de contaminación (Dall, 1995; Barbour et al., 1999). Entre los más comunes se encuentran: IBI (Índice de Integridad Biótica; S (Índice Sapróbico); TBI (Índice

Biótico de Trent); CBS (Calificación Biótica de Chandler); EBI (Índice Biótico Extendido) y DFI (Índice de Fauna Danés). Generalmente ningún índice, sapróbico o biológico, puede evaluar la totalidad de los cambios (Fleituch, 1992). Su sensibilidad dependerá del nivel de contaminación química, por lo que es posible que en sitios donde la contaminación química sea débil, la biodiversidad estará determinada principalmente por las características físicas e históricas del sitio, y los organismos indicadores quizá tendrán que soportar condiciones inhabitables, pero esto no implica que de­saparezcan de la comunidad. Es importante mencionar que los métodos biológicos se complementan con los obtenidos mediante análisis químicos. Las evaluaciones clásicas de la calidad de aguas corrientes incluyen métodos saprobiológicos estandarizados que requieren de mucho tiempo y determinaciones taxonómicas muy precisas y, aún así, no proveen de información precisa sobre la situación ecológica y la estructura de las comunidades de estos ambientes. Además, no permiten discernir entre los efectos antropogénicos de la alteración y los que resultan de la dinámica misma de los ecosistemas (Simic, 1996). Por otro lado, los listados de organismos indicadores dependen del autor y son a veces contradictorios, limitados a ciertas regiones (Europa y Norteamérica), o bien, simplemente no se cuenta con información suficiente para otras especies de potencial utilidad. Además de los métodos de monitoreo anteriormente señalados, otro índice usado con éxito es el Indice Biologique Global Normalisé (IBGN), creado en 1992 por la Asociación Francesa de Normalización (AFNOR, 2003; www.inrp.fr/biogeo/cooper/eau/ html/ibgnsom.htm). Este método mide las diferencias en proporción entre taxa sensibles y resistentes, en términos de su composición, abundancia y diversidad, empleando a los macroinvertebrados como una expresión de la calidad ecológica.

Geomorfología de los ríos La definición de los sistemas lóticos sólo como flujos de agua que van de la cabecera a la boca de una cuenca (dimensión longitudinal) es limitada. Los movimien-

tos verticales y laterales del agua, la energía, los materiales y los organismos; influyen sobre el carácter de los corredores lóticos, incluyendo sus entornos riparios. Asimismo, los cambios de esos factores en el tiempo son especialmente críticos en la comprensión de estos sistemas, de tal manera que para definir a un sistema lótico es necesario considerar estos procesos como tetradimensionales (Figura 1). Los cauces de los sistemas lóticos son construidos por procesos geomórficos transversales (erosión), longitudinales (transporte y depositación de sedimentos), verticales (columna de agua y sustrato) y todos ellos ocurren simultáneamente. En su base, estos procesos están regulados por “el poder del agua”, fenómeno que resulta de la combinación de la magnitud del flujo y de la pendiente. En general, se reconocen tres tipos de descargas de agua: la formadora de canal (o dominante), la efectiva y la de máxima ribera (bankfull). De ellas, es la formadora del canal la que provoca procesos geomórficos longitudinales y transversales. Estos fenómenos dependen de la conformación de la línea de máxima profundidad o thalweg (camino del valle en alemán), a partir de la cual se disipa la energía que permite la erosión del cauce así como el transporte y depósito de sedimentos. La línea de máxima profundidad no necesariamente se encuentra en el centro del cauce, sino que modela la sinuosidad del cauce dependiendo de la naturaleza del terreno (Figura 2). Las relaciones entre la disipación de la energía dentro de los cauces de la corriente y la pendiente provocan la conformación de las secciones del sistema: estanques, rabiones y escalones. Lo que permite reconocer dos tipos de sistemas longitudinales: 1) Sistemas de rabión-estanque (Figura 3a) y 2) Sistemas de escalón-estanque (Figura 3b). Los tres tipos de descarga determinan la forma final del cauce en conjunto con el “pulso de la corriente”, que está representado por las variaciones cíclicas del caudal. Por ello la estructura del cauce incluye tres límites: la línea de máxima ribera (bankfull stage), que es aquélla donde el flujo del agua alcanza su máximo al menos cada dos años; el otro límite de la ribera corresponde a la corriente activa; el tercero es el límite o línea de la llanura de inundación, que corresponde al Integridad biótica de ambientes acuáticos 73

Figura 1. Dimensiones para la definición de un ecosistema lótico

Figura 2. Línea de máxima profundidad o Thalweg

74 Evaluación y seguimiento

Figura 3a. Sistema Rabión-Estanque 1 Rabión y 2 Estanque

Figura 3b. Sistema Escalón-Estanque 1 Escalón y 2 Estanque

punto que la corriente alcanza por lo menos una vez cada cinco años (Figura 4). Estos límites se obtuvieron de análisis de varias décadas con más de 35,000 puntos para arroyos y ríos de Estados Unidos de América por lo que su aplicabilidad se considera amplia para nuestro país (Rosgen, 1998). Las relaciones entre estos puntos clave permiten reconocer algunos de los parámetros que afectan la estabilidad de las corrientes: ancho del canal, profundidad del canal, velocidad del flujo, descarga, pendiente, materiales del fondo del canal, entrada de sedimentos y la distribución del tamaño de las partículas del sedimento (Rosgen, 1996; Rosgen y Silvey, 1998). Estas variables no son independientes entre sí, sino que interactúan en la conformación del cauce y permiten estimar el tipo de cauce esperado de

acuerdo con su posición topográfica y con el relieve del paisaje, a lo que se le conoce como “estado más probable”. En 1996, Rosgen, basado en la sinuosidad del cauce, en el movimiento de la corriente y las relaciones del ancho y la profundidad del cauce, en la pendiente y el tipo de sustrato, propuso un modelo de clasificación de las corrientes para determinar el estado más probable del sistema (Figura 5). Desde el punto de vista hidrológico, si una corriente no ha sufrido alteraciones provocadas por el hombre (que suelen ser suficientes para modificar su estado más probable), los procesos de disipación de la energía siguen siendo ordenados por las fuerzas geomórficas y, en consecuencia, el río conserva su resistencia a la alteración.

Figura 4. Vista transversal de la ubicación de los niveles del cauce de un ecosistema lótico Área de inundación

Ribera máxima Cauce activo

Integridad biótica de ambientes acuáticos 75

Figura 5. Clasificación de los tipos de cauce conforme su posición topográfica y al relieve del paisaje (tomado de Rosgen, 1996)

Nota: la descripción de la clasificación que aquí aparece puede verse en el apéndice 3 de este artículo.

Determinación del estado más probable Índice de calidad del hábitat El procedimiento para establecer el “estado más probable” de ríos y arroyos requiere mediciones sencillas pero laboriosas y, para ello, se recomienda seguir la metodología de Rosgen y Silvey (1998), anotando los datos en la hoja de campo para la clasificación de corrientes (Apéndice 1), siguiendo los pasos incluidos en el Apéndice 2. Todos estos datos permiten reconocer el tipo de cauce que se analiza, aplicando los criterios propuestos por Rosgen y Silvey (1998), los cuales clasifican a los cauces naturales de las corrientes. Los datos pueden referirse a la clave gráfica de Rosgen (1996) y Rosgen y Silvey (1998), o pueden aplicarse en la clave que se presenta en los apéndices 3 al 11. Rosgen y Silvey (1998) han encontrado que los tipos de arroyos están relacionados con la topografía de las cuencas, de manera que encontrar un tipo de cauce en un intervalo topográfico diferente al esperado, debiera ser motivo de atención, ya que podría significar una alteración de la condición natural (Figura 5).

Calidad del hábitat La necesidad de monitorear los ambientes acuáticos ha traído como consecuencia el desarrollo de distintos protocolos que ayudan al entendimiento de los deterioros, principalmente desde los puntos de vista fisicoquímico y físico. 76 Evaluación y seguimiento

El índice de calidad de hábitat desarrollado por Binns (1979, citado en Culpin 1985), fue diseñado para monitorear la calidad del hábitat en arroyos de Norteamérica. Relaciona la calidad del hábitat con la biomasa de truchas (Onchorhynchus spp. y Salmo spp.) en arroyos y ríos (Cuplin, 1985). En el campo, el primer autor mencionado en esta sección probó 13 atributos físicos del hábitat, cinco atributos correspondientes a la química del agua, y cuatro relacionados con aspectos biológicos (Tabla 2).

Índice de calidad del agua En nuestro país se cuenta con un método estandarizado para medir la calidad del agua, denominado Indice de Calidad del Agua (ICA), el cual está siendo aplicado por la Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales (SEMARNAT) y la Comisión Nacional del Agua (CNA). Se basa en el índice modificado propuesto por León-Vizcaíno (1991). El ICA establece el grado de contaminación del agua a la fecha del muestreo y está expresado como porcentaje de agua pura; así, agua altamente contaminada tendrá un ICA igual o cercano a 0 %, en tanto que en el agua en excelentes condiciones el valor del índice será cercano a 100% (http://www.semarnat.gob.mx/informacionambiental/Pages/sniarn.aspx). El ICA se calcula sobre

Tabla 2. Atributos para determinar el índice de calidad de hábitat, Binns 1979 (tomado de Cuplin, 1985) Clases Riqueza de especies y composición

Composición trófica

Abundancia de peces y composición

Atributos 1. Flujo del agua del arroyo en el último verano 2. Variación del flujo del agua en el arroyo 3. Temperatura máxima de la corriente en verano 4. Velocidad del agua 5. Turbidez 6. Cobertura 7. Anchura del arroyo 8. Profundidad del arroyo 9. Morfología del arroyo 10. Susceptibilidad de las riberas a la erosión 11. Sustrato 12. Materia orgánica 13. Deposición de cieno 1. Nitratos 2. Alcalinidad total 3. Fósforo total 4. Sólidos disueltos totales 5. Ion hidrógeno 1. Vegetación de las riberas del arroyo 2. Abundancia de alimento de peces de la familia Salmonidae 3. Diversidad de alimento para los peces salmónidos 4. Tipo de alimento de los peces

la base de 18 parámetros destacados, seleccionados por su importancia relativa para reconocer el grado de contaminación (Tabla 3). Para facilitar el uso de los resultados del ICA con miras a la toma de decisiones en el manejo de los recursos acuáticos, existe una clasificación de la calidad del agua para usos específicos según el valor del Índice de Calidad del Agua (CNA/Semarnap, 1999) disponible en la página web de la Comisión Nacional del Agua: www.cna.gob.mx. El ICA puede ser un índice confiable para determinar el grado de contaminación del agua, sin embargo, su aplicación requiere de equipo e instalaciones, así como de personal calificado para tomar las muestras y hacer los análisis de laboratorio. Por ello, los programas de monitoreo usando este procedimiento son caros. Por esta razón se ha extendido

el uso del Índice Simplificado de Calidad del Agua (ISCA) como un protocolo de monitoreo más simple, y que es el resultado de combinar cinco parámetros: temperatura, oxidabilidad (de la materia orgánica), materias suspendidas, oxígeno disuelto en el agua y conductividad eléctrica. En función de estos parámetros se establece una clasificación en la que el ISCA varía entre 0 y 100. Cuanto mayor es el índice, mejor es la calidad del agua. Así pues, un agua para todos los usos debe tener un ISCA superior a 85, en tanto que por debajo de 30 no es apta para ningún uso.

Índice de calidad ambiental visual Este protocolo se diseñó para monitorear la calidad ambiental con base en los componentes de la estructuIntegridad biótica de ambientes acuáticos 77

Tabla 3. Parámetros para calcular el Índice de Calidad del Agua (ICA)

Parámetro

Peso (Wi)

Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO) Oxígeno disuelto Coliformes fecales Coliformes totales Sustancias activas al azul de metileno (detergentes) Conductividad eléctrica Fosfatos totales (PO4-3) Grasas y aceites Nitrógeno amoniacal (NH3)

5 5 4 3 3 2 2 2 2

ra del hábitat que disipan energía, como la sinuosidad, los materiales del sustrato y de las riberas, la presencia de puntos de retención de sedimentos y flujo del agua, condiciones de la vegetación de las riberas y de la zona riparia y la condición de la planicie de inundación. Con el conjunto de estos componentes, Barbour et al. (1999) diseñaron un sencillo y elegante método para calificar la calidad ambiental visual. El protocolo toma en cuenta diez criterios, que se califican en un tramo representativo de río, considerando como representativo el equivalente a 40 veces el ancho del cauce. La aplicación de los criterios de evaluación se hace con base en la topografía del lugar en estudio. Así, este último factor se divide en dos grandes categorías: como de gradiente alto cuando los sitios tienen pendiente de moderada a alta, típica de zonas de montaña; o como de gradiente bajo en sitios con pendiente suave, propia de valles. Los criterios de evaluación son:   1. Sustrato disponible para la epifauna. Se refiere a la cantidad y variabilidad de sustratos disponibles para el asentamiento de macroinvertebrados (se califica en ambos gradientes).   2. Embebimiento. Considera a la cantidad de sustratos que se encuentran cubiertos por partículas finas o por algas filamentosas (se califica para el gradiente alto).   3. Caracterización del sustrato de los estanques. Califica la heterogeneidad del fondo de los estanques (se califica para el gradiente bajo). 78 Evaluación y seguimiento

Parámetro Nitrógeno en nitratos NO3-1 Alcalinidad Color Dureza total Potencial de hidrógeno (pH) Sólidos suspendidos Cloruros (Cl-1) Sólidos disueltos Turbiedad

Peso (Wi) 2 1 1 1 1 1 0.5 0.5 0.5

  4. Patrones de velocidad/profundidad. Se refiere a la presencia de cuatro patrones de velocidad/ profundidad: suave-somero, suave-profundo, rápido-somero y rápido-profundo (se califica para el gradiente alto).   5. Variabilidad de los estanques. Considera la variabilidad en el tamaño y profundidad de los estanques. Con cuatro patrones: estanques pequeños y someros, estanques pequeños y profundos, estanques grandes y someros y estanques grandes y profundos (se califica para el gradiente bajo).   6. Gradiente de sedimentación. Califica la acumulación anómala de sedimentos (se califica en ambos gradientes).   7. Estatus del flujo. Considera la forma como la corriente toca las riberas (se califica en ambos gradientes).   8. Alteraciones del canal. Se consideran aquellas evidencias de modificaciones y/o alteraciones en el canal como resultado de obras construidas por el hombre (se califica en ambos gradientes).   9. Frecuencia de rabiones. Se refiere a la frecuencia en la presencia de rabiones en el tramo bajo estudio. Se considera la representación proporcional entre la distancia promedio entre los rabiones y el ancho del canal (se califica para el gradiente alto). 10. Sinuosidad del canal. Califica la tasa entre la longitud de la línea de máxima profundidad y la longitud del canal en línea recta (se califica para el gradiente bajo).

Tabla 4. Resultados de la aplicación del índice de calidad ambiental visual

Categoría

Intervalo

Óptimo Subóptimo Marginal Pobre

16 - 20 11 - 15 6 - 10 0 - 5

Calificación 200 - 166 165 - 113 112 - 60 59 - 0

11. Estabilidad de las riberas. Se refiere a la proporción que ocupan en el tramo las evidencias de erosión y/o fallas de las riberas. 12. Protección vegetal de las riberas. Estima la proporción de las riberas del cauce que se encuentran con vegetación ribereña nativa. 13. Ancho de la zona de vegetación riparia. Estima el ancho de la zona de amortiguamiento proporcionado por la vegetación nativa de la zona riparia en ambas riberas. El protocolo considera cuatro categorías para calificar a cada variable en forma independiente, y la suma total de puntos indica la categoría de la calidad ambiental visual del cauce bajo estudio (Tabla 4). La evaluación visual de la calidad ambiental emplea variables en microescala con respecto al tamaño de la sección de río que se quiera estudiar, así como la estimación del embebimiento de los sustratos y otras en macroescala a nivel de cuenca, como ocurre con el tipo de corriente presente. En su conjunto este protocolo es una forma de evaluar las posibilidades de asentamiento de la biota, calificando en forma individual a cada variable, lo que permite estimar aquellas situaciones en las que se encuentre algún grado de degradación. La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos de América (EPA) ha puesto a disposición una guía completa de este protocolo en la página www.epa. gov/OWOW/monitoring/techmon.

Índice de calidad ambiental para manantiales Como ejemplo de la aplicación del Índice de Calidad Ambiental se presenta el desarrollado para los ma-

nantiales cársticos de la huasteca mexicana (PérezMunguía, 2004) y que se basa en las variables que mostraron sensibilidad para clasificar a los manantiales: magnitud del flujo, temperatura, conductividad y tamaño del manantial. Las variables del ambiente circundante, como las actividades humanas y uso del suelo, no fueron significativas para la elaboración del índice de calidad ambiental, debido a que los manantiales seleccionados tenían un alto nivel de conservación. Las variables de sustrato disponible para la epifauna y de sustrato embebido, representan posibilidades de establecimiento de la biota lo cual afecta considerablemente a la composición y estructura de las asociaciones (en este caso de coleópteros acuáticos), por lo que se requirió ponderarlas en el diseño de este índice. El algoritmo con que se calculó el Índice de Calidad Ambiental (ICAm) es: ICAm = 2 (VF) + VA/2(n – 1) Donde: ICAm = Índice de Calidad Ambiental VF = La suma de las variables físicas (SE + S) VA = La suma de las variables ambientales (TM + MF + TA + C) / 2 (n – 1) Variables físicas: SE = Sustrato embebido S = Sustrato disponible para la epifauna Variables ambientales: TM = Tamaño del manantial MF = Magnitud del flujo TA = Temperatura del agua C = Conductividad n = Número de variables ambientales consideradas (el denominador 2(n – 1) se empleó para ajustar las variables La aplicación de la fórmula propuesta a 38 manantiales analizados mostró que sus valores oscilaron entre 2.7 y 15.7. El universo de valores distribuido en categorías, permitió “calificar” a los sitios con base en una condición determinada de calidad ambiental, dentro de cuatro categorías en una serie: pobre, marginal, subóptima y óptima (Tabla 5). Integridad biótica de ambientes acuáticos 79

Tabla 5. Resultados del Índice de Calidad Ambiental para manantiales

de la

Huasteca mexicana



Categoría 1

Categoría 2

Categoría 3

Categoría 4

Nominación de la categoría Rango del ICAm

Pobre 2.7 = Y < 8.7

Marginal 8.7 = Y < 9.8

Subóptimo 9.8 = Y < 14.5

Óptimo Y > 14.5

El índice desarrollado tiene la fortaleza de que puede ser aplicado en las diferentes condiciones de topografía, relieve y magnitud del flujo dentro de la huasteca mexicana, sin embargo, su debilidad radica en que no puede ser usado fuera del contexto regional mencionado. Sin embargo, la metodología se encuentra disponible para proponer otros índices similares para otras regiones de nuestro país. Esta circunstancia es común cuando se trabaja con índices detallados, pues el modelo puede ser sensible al contexto y a la región geográfica.

Integridad biótica de ecosistemas acuáticos En 1981, Karr propuso el uso de los Índices de Integridad Biótica (IIB, o IBI por sus siglas en inglés) para entender la calidad de los sistemas acuáticos, suponiendo que las propiedades de los ecosistemas acuáticos son el resultado de fuerzas evolutivas que están interactuando en la configuración de los ecosistemas. En 1987, este mismo autor presentó una definición de la integridad biótica como: “La capacidad de soportar y mantener una comunidad adaptada, integrada y balanceada, con una composición, diversidad y organización funcional comparable con el hábitat natural de la región”. Este novedoso método para expresar de manera comparativa el estado de los ecosistemas, con respecto a sistemas con poca o sin alteración por actividades humanas, es una manera rápida para proveer información sobre la organización de las comunidades ecológicas, al mismo tiempo que emplea un amplio grupo de mediciones biológicas que permiten hacer predicciones sobre la compleja dinámica de los ambientes acuáticos. Los conceptos de salud de los ecosistemas no son nuevos, entre el 7 de marzo y 4 de abril de 1789, en la 80 Evaluación y seguimiento

reunión de la Real Sociedad de Edimburgo, el doctor Joseph Black, descubridor del dióxido de carbono, dio lectura a un documento de James Hutton (Figura 6), en el que aparecen las siguientes palabras: “I consider the Earth to be a super-organism and that its proper study should be by physiology.” (Considero a la Tierra como un super organismo, cuyo estudio adecuado debiera ser mediante la fisiología). Parece que ésta fue la primera vez que se presentó formalmente un comentario que hacía referencia a la teoría del superorganismo. Sin embargo, es común encontrar en culturas antiguas conceptos que refieren que el planeta está vivo y que son un referente para el desarrollo de la teoría de Gaia, presentada en la década de los 70. Esta teoría propone que nuestro planeta funciona como un organismo que mantiene las condiciones necesarias para su propia supervivencia (Lovelock, 1979). En 1995, Karr propuso que: “El debate sobre salud e integridad ecosistémica necesita ir más allá de la validez y credibilidad científica, para reconocer el status legal y uso de estos conceptos en manejo y protección del ambiente”. De esta forma se plantea la necesidad de continuar con el desarrollo de modelos que permitan monitorear a los ecosistemas. En aras de mayor claridad, se propone a los lectores diferenciar claramente entre salud e integridad en los siguientes términos: Salud. Es un estado definido como preferencial para sitios influenciados por la gente (por ejemplo, los cultivos), donde las acciones efectuadas por el hombre están dirigidas a la producción. En este contexto, en tanto se obtengan los resultados esperados por las acciones ejercidas sobre un cultivo, éste es sano. Pero estos sitios no tienen integridad funcional entre sus distintos componentes bióticos, pues las especies ahí cultivadas en la mayoría de los casos no han evolucionado en estos sitios.

Figura 6. Retrato de James Hutton (1726-1797)

Fuente: http://www.usgs.gov/aboutusgs/who_we_are/museum/ collections/james_hutton.asp.

Integridad. Se define en términos de sitios con poca o sin influencia humana, en ellos los organismos son producto de procesos evolutivos y biogeográficos.

Diseño de índices de integridad biótica La medición de la integridad biótica exige que los índices sean diseñados sobre bases conceptuales que permitan reconocer la variación natural de las comunidades empleadas como elementos de medición, así como las variaciones debidas a alteraciones antropogénicas. La medición de la integridad biótica tiene las siguientes ventajas: 1. Costo-eficiente. Se trata de una herramienta rápida que no requiere de la inversión en equipos costosos para el monitoreo. 2. Válida científicamente. Es el resultado de profundos análisis aplicando el rigor científico, para

garantizar que su aplicación permita contar con datos confiables. 3. Provee datos múltiples en un muestreo. Para que se genere una herramienta práctica, como óptimo, un solo muestreo es suficiente para obtener información válida. Se recomienda que en sistemas lóticos el muestreo se haga en la época de sequía, cuando las condiciones hidrológicas permiten encontrar las comunidades acuáticas más estables que reflejen mejor las variaciones de origen antropogénico. 4. Ofrece resultados rápidos para la toma de decisiones. Atiende a los manejadores de los recursos acuáticos, quienes requieren de métodos efectivos que permitan establecer una manifestación claramente indicativa de los impactos sobre los ecosistemas acuáticos. 5. Produce reportes científicos de más fácil acceso al público. Los protocolos y sus resultados pueden diseñarse de forma que puedan aplicarse e Integridad biótica de ambientes acuáticos 81

6.

7.

8.

9.

interpretarse por personas sin estricta formación científica. Utiliza procedimientos ambientalmente benignos. La toma de datos no impacta a las comunidades bióticas ni a los procesos del ecosistema que se halla bajo monitoreo. Es multimétrica. Un evento de toma de datos debe proveer varias mediciones. Éstas son las variables (métricas) que componen al índice. Es multivariada. El diseño del índice debe emplear el poder de la estadística multivariada. La certidumbre de un índice es una de sus mayores fortalezas, por lo que su simplicidad no debe poner en riesgo su confiabilidad, lo que se logra a través del rigor de los análisis durante su diseño. Tiene enfoque regional. Las debilidades de otros modelos pueden estar relacionadas con la distribución geográfica de las especies o con particularidades de los ecosistemas. Por ello un sistema de monitoreo con principios de integridad biótica se diseña teniendo en mente que su aplicación debiera restringirse a regiones en las que sea posible pronosticar una composición biológica similar.

En su libro Restoring Life in Running Waters: Better Biological Monitoring (1998) Karr y Chu establecen 37 premisas asociadas con la teoría y práctica, en la generación de índices multimétricos, de las cuales y para un mejor entendimiento de los elementos de un índice de integridad biótica, se resaltan las siguientes: Premisa 8. Comprensión de las respuestas biológicas. El entendimiento de las respuestas biológicas requiere de mediciones a través de diferentes grados de influencia humana. Se resalta la necesidad de contar con una medida fidedigna de la variación provocada por impactos humanos en las respuestas biológicas y no confundirla con la variación natural de los atributos biológicos de las poblaciones. Premisa 9. Atributos biológicos. Los índices deben ser sencillos, por lo que deben considerarse sólo aquellos atributos biológicos que proporcionan señales confiables acerca de la condición biológica. Esta premisa tiene significado como un nuevo enfoque de 82 Evaluación y seguimiento

los indicadores biológicos, e implica que con éstos no se trata de encontrar “especies indicadoras” sino encontrar atributos en las comunidades biológicas que permitan reconocer impactos provocados por actividades humanas. Premisa 10. Los análisis gráficos revelan las respuestas biológicas. El informe grafico de los análisis estadísticos ayuda, con frecuencia, a mejorar la comprensión sobre los fenómenos bajo estudio. Premisa 12. Integración de múltiples factores. Los fenómenos en la naturaleza son multidimensionales, por lo mismo su entendimiento tiene su explicación en análisis multimétricos. Por esta característica, los índices proveen información integrada. Premisa 23. La apropiada clasificación de sitios es clave. Los sitios de referencia considerados para el diseño de un índice de este tipo deben considerar los siguientes aspectos: 1) mostrar una gradación al menos aparente de los impactos, desde altos grados de degradación hasta sitios cercanos a la condición prístina; 2) pertenecer a una misma región o a un mismo sistema y, dependiendo de la escala de análisis, es deseable trabajar al menos dentro de una misma cuenca o región hidrológica. Premisa 33. Análisis estadístico multivariado. El poder de la estadística multivariada frecuentemente provee de un amplio panorama sobre el conocimiento biológico. Siguiendo estas premisas se pueden generar índices que utilicen variables (métricas específicas) que permitan discernir entre sitios con diferentes grados de impacto y, de esta forma, generar estrategias de monitoreo que reconozcan entre sitios con diferentes grados de integridad biótica y que no se confundan con la variación naturalmente esperable en las comunidades empleadas para el diseño del índice. De igual forma, un índice es una herramienta de información integrada significativa, que proviene de varias mediciones de atributos biológicos. Los distintos modelos de monitoreo ambiental han seguido distintas estrategias fundadas en bases ecológicas y biogeográficas, que derivan del grado de conocimiento de la biota acuática y su entorno. Las ideas sobre el uso de organismos indicadores se encuentran ampliamente difundidas y han derivado en modelos de monitoreo bajo la perspectiva del “Sín-

drome de ecosistemas deprimidos”, la que considera que los ecosistemas acuáticos afectados muestran los siguientes indicadores de estrés: § § § § § § §

Alteración de la estructura de las comunidades bióticas a favor de las formas de vida pequeñas. Reducción de la diversidad de especies. Incremento de la dominancia de especies con estrategia reproductiva “r”. Incremento de la dominancia de especies exóticas. Reducción del número de componentes de la secuencia funcional en las cadenas tróficas locales. Incremento en la prevalencia del daño. Reducción de la estabilidad poblacional.

Estos síntomas pueden aparecer en diferentes combinaciones, dependiendo del tipo de daño. Por ejemplo, en la acidificación de los lagos los ciclos de nutrientes pueden permanecer cerca de los valores de referencia, mientras que las especies más sensibles desaparecen en el corto plazo. Los principios de integridad biótica prefieren el uso de variables sensibles a los impactos humanos sobre los sistemas acuáticos y no enfatizan el uso de especies indicadoras. De esta forma, los protocolos se han desarrollado empleando comunidades del perifiton, macroinvertebrados acuáticos, peces y, más recientemente, comunidades vegetales y aves acuáticas.

Perifiton Estos organismos, al vivir pegados al sustrato, reflejan los cambios ocurridos por alteraciones físicas, químicas y biológicas. Las diatomeas son útiles por su abundancia; la mayoría, además, proporciona múltiples indicadores sensibles a cambios específicos del hábitat. Adicionalmente, están adaptadas a un amplio intervalo de condiciones ecológicas y las valencias de tolerancia ambiental se conocen para la mayoría de las especies. Tienen la desventaja de requerir de personal experimentado y de expertos en la identificación de las especies, y de microscopios y otros implementos de laboratorio. Los índices construidos con base en el perifiton han mostrado ser robustos, pero se recomienda que se acompañen de modelos de monitoreo que incluyan a los macroinvertebrados.

Macroinvertebrados acuáticos En el diseño de índices para efectos de monitoreo ambiental se ha privilegiado el uso de las comunidades de macroinvertebrados, según Dall (1995) y Barbour et al. (1999), por las razones siguientes: a. La estructura de la comunidad de macroinvertebrados refleja las condiciones ambientales de la corriente, pues tienen diferentes grados de tolerancia a los contaminantes. b. Las asociaciones de macroinvertebrados son buenas indicadoras de condiciones localizadas porque son aparentes, abundantes y relativamente sedentarias. c. Son fáciles de identificar hasta el nivel de familia y pueden ser reconocidas por personas no experimentadas, empleando para ello sistemas visuales (como registros fotográficos regionales) de identificación taxonómica. d. Tienen ciclos de vida más o menos largos, por lo que pueden reflejar cambios ambientales en el corto tiempo. e. Son fáciles de colectar y se requiere de poco equipo; además la colecta se hace con poco personal, lo que vuelve barata la recolección de material biológico. f. El muestreo de asociaciones de macroinvertebrados tiene poco impacto en el detrimento de la biota residente, siempre que se mantenga al mínimo estrictamente indispensable. g. Estas comunidades son una fuente primaria de recursos alimentarios para muchas especies de peces, incluyendo algunas que son comercialmente importantes y otras de uso recreativo, lo que destaca su importancia. h. Son relativamente abundantes en muchas corrientes de primer y segundo orden, en las cuales las asociaciones de peces son limitadas o no existen.

Peces El empleo de los peces para el monitoreo de los ecosistemas acuáticos está muy extendido, debido principalmente a que en general se tiene amplio conocimiento Integridad biótica de ambientes acuáticos 83

de este grupo zoológico, acumulado sistemáticamente desde el siglo xviii y, aunque en México aún no se cuenta con un inventario total, se trata del grupo de la biota acuática mejor conocido. La comunidad de peces posee varios atributos que la hacen útil como indicador de la integridad biótica: son un componente altamente visible y sensible de los ecosistemas de agua dulce, los peces responden previsiblemente a cambios en los factores abióticos, como la calidad del agua y del hábitat, y a los bióticos, como la explotación del hombre y la adición de especies. Permiten evaluar tanto la estructura y función de la comunidad en los diferentes niveles tróficos, incorporando atributos a nivel de población y de la condición individual. Las métricas derivadas de las características comunitarias de este grupo tienen en general un alto poder de discriminación, ya que son sensibles a varios tipos de degradación, además de que las restricciones legales para su colecta son mínimas, exceptuando las especies incluidas en la norma de protección (Yoder, 1994, De la Lanza et al., 2000). Entre las desventajas de usar este grupo están la movilidad y las formas de migración de los peces en el caso de ríos y arroyos.

Vegetación La vegetación ribereña estabiliza las riberas en los sistemas acuáticos, además es un filtro importante de

sólidos finos que provienen de los taludes del cauce. Es notable que las formas vegetales de las riberas sean principalmente herbáceas, pues tienen una biomasa mayor en las raíces (Figura 7a), las cuales son profusamente ramificadas, lo que confiere mayor estabilidad al suelo del área ribereña (Figura 7b). La protección que confieren las herbáceas a las riberas no es comparable con la otras formas de vida, pues en el área ribereña la presencia de arbustos y árboles (sobre todo si fueron plantados allí) tiende a convertirse en un problema, debido a que los procesos laterales de disipación de energía derriban a los árboles o forman “islas” que modifican la estructura del cauce y con ello alteran la disipación de la energía, y de esta forma alteran los procesos geomórficos laterales y longitudinales que regulan la estructura del cauce (Figura 8). En cambio las herbáceas acuáticas y subacuáticas, además de la estabilidad que le otorgan a las riberas, son también una importante fuente de heterogeneidad ambiental, son fundamentales como sustrato para el establecimiento de la biota acuática, y participan en la producción de materia y flujos de energía autóctona en los sistemas lóticos (Figura 9). También se han empleado las asociaciones de plantas acuáticas para estimar la integridad biótica de ecosistemas acuáticos. Recientemente se presentó un índice para arroyos de primer orden en el suroeste de Montana, basado en la vegetación (Jones, 2005). Este índice está

Figura 7. Izquierda: raíces de Carex, cultivadas en el vivero de Rocky Mountain Research Station, Flagstaff, Arizona, EE.UU. Derecha: protección vegetal de las riberas del arroyo La Concha, San Luis Potosí, México

84 Evaluación y seguimiento

Figura 8. Izquierda: formación de una “isla” en el cauce del arroyo Charco Azul, San Luis Potosí, México. Derecha: retención anormal de sedimentos por el dique formado por la caída de árboles dentro del cauce del arroyo Puerto Garnica, Michoacán, México

constituido por ocho métricas sensibles para estimar los impactos provocados por el hombre, entre ellas la cubierta de gramíneas y de especies exóticas dentro de la zona de inundación, la relación entre la cubierta de plantas anuales y bianuales, la cubierta de hidrófitas y la estabilidad de las riberas. La selección de las variables se hizo, en este caso, con base en su respuesta al estrés provocado por el pastoreo (Figura 10).

Aves Los indicadores terrestres pueden ser importantes porque responden directamente a las perturbaciones que frecuentemente preceden a los cambios en las características físicas y acuáticas en ecosistemas acuáticos (Gregory et al., 1991; Bryce y Hughes, 2002). De acuerdo con Block et al. (1986), Morrison (1986)

Figura 9. Izquierda: vegetación ribereña y acuática en el cauce del arroyo Charco Azul, San Luis Potosí, México. Derecha: vegetación acuática en el río Huichihuayán, San Luis Potosí, México

Integridad biótica de ambientes acuáticos 85

Figura. 10. Izquierda: abrevadero en el río chiquito de Morelia, Michoacán. Derecha: impactos en las riberas del arroyo El Soldado, Arizona, EE.UU.

y Cronquist y Brooks (1991), las comunidades de aves pueden ser propuestas como buenos indicadores porque reflejan una amplia variación ecosistémica que incluye: la calidad del agua, la productividad, la estructura y complejidad de la vegetación, y la integridad del ecosistema. Las aves acuáticas y no acuáticas, además, se muestrean con técnicas costo-eficientes en áreas pequeñas y permiten el desarrollo de índices sensibles al nivel de comunidad.

Construyendo un índice de integridad biótica Con la intención de mostrar el uso de comunidades de peces y de coleópteros, en esta sección se presentan dos ejemplos, para construir índices capaces de evaluar la integridad biótica de ambientes acuáticos.

Comunidades de peces Inicialmente en el Índice de Integridad Biótica (IIB), Karr (1981) propuso 12 atributos que reflejaban riqueza y composición de especies, número y abundancia de especies indicadoras, organización y función trófica, comportamiento reproductivo, abundancia de peces y condición individual. Cada atributo recibía un valor de cinco puntos si tenía una condición similar al esperado para una comunidad de peces característica de un sistema con poca influencia humana, un valor de un punto si tenía un valor similar al esperado para una 86 Evaluación y seguimiento

comunidad significativamente diferente de la condición de referencia, y un valor de tres puntos si se encontraba en una condición intermedia. El valor total del IIB es la suma de los valores de los 12 atributos; con esto se puede clasificar a un sistema dado como el mejor si la suma da 60, o como un ambiente en mal estado si la suma es de hasta 12 puntos (Tabla 6). Cabe señalar que ese índice se desarrolló considerando taxa de peces de latitudes altas en el continente americano (Tabla 7). La flexibilidad del IIB ha permitido su aplicación —mediante modificaciones y adaptaciones— a varias regiones ecológicas de los EE.UU. y otros sitios de Norteamérica, así como en diferentes sistemas acuáticos y regiones biogeográficas tanto en Europa, África, Canadá, Asia, Sudamérica y Australia (Hughes y Oberdorff, 1998). A partir de la propuesta original se han formulado varias versiones del Índice de Integridad Biótica y éstas se han incorporado a programas de evaluación cuantitativa de recursos acuáticos en diversos estados de los EE.UU. Algunos se han adecuado a las diferencias en estructura y zoogeografía de las comunidades de peces y a las condiciones propias de los arroyos (Miller et al., 1988). El IIB basado en peces presenta, con respecto a otros índices, mayores ventajas por sus bases ecológicas, su sensibilidad a diferentes fuentes de degradación ambiental, y por producir resultados manejables y reproducibles. Sus desventajas aparecen en el sentido

Tabla 6. Categorías y métricas empleadas en la construcción del IIB original (Karr et al., 1987) Categoría

Métricas (variables)

Riqueza de especies y composición

Composición trófica

Abundancia de peces y composición

1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. 11. 12.

Número de especies nativas de peces Número e identidad de especies de percas (familia Percidae) Número e identidad de peces sol (familia Centrarchidae) Número e identidad de peces succionadores (familia Catostomidae) Número e identidad de especies intolerantes Proporción de individuos de especies tolerantes Proporción de individuos omnívoros Proporción de individuos insectívoros Proporción de individuos carnívoros Número de individuos en la muestra Proporción de individuos híbridos Proporción de individuos con enfermedades, tumores, daños o anormalidades en el esqueleto

de que requiere una cifra importante de riqueza de especies, abundante información básica y el uso de métodos subjetivos para la determinación de algunas métricas (Faush et al., 1990). El uso y aplicación del IIB también se ha extendido a lagos interiores, donde se ha ensayado la

sensibilidad de 13 atributos de la comunidad de la zona litoral, cinco de los cuales miden la riqueza de especies: número de especies nativas, especies de centrárquidos (lobinas), especies de ciprínidos (carpas), especies intolerantes y pequeñas especies bénticas; y ocho miden la abundancia relativa: por-

Tabla 7. Interpretación de los valores del IIB para peces en arroyos (tomado de Karr, 1981) Puntuación

Categoría (clase)

58 – 60

Excelente

48 – 52

Bueno

40 – 44

Medio

28 – 34

Pobre

12 – 22

Muy pobre

Sin peces

Atributos Comparable con la condición prístina; están presentes todas las especies de peces regionalmente esperadas. Riqueza específica por debajo de la esperada se ha perdido la mayoría de las especies intolerantes; algunas especies se hallan con abundancias menores a las esperadas y con una distribución de tallas alterada respecto a la original conocida o de referencia; la estructura trófica muestra algunos síntomas de estrés. Pocas especies están presentes. Se han perdido las intolerantes; los adultos (clase de mayor edad) de las especies depredadoras son escasos; la estructura trófica está dominada por omnívoros. Dominan las especies hábitat-generalistas y formas tolerantes; hay pocos depredadores; los factores de condición y tasa de crecimiento están deprimidos; los híbridos y peces con daños son comunes. Pocos peces están presentes, la mayoría son especies introducidas y formas tolerantes; los híbridos son comunes; los peces con daños, parásitos, aletas dañadas y otras anomalías son regulares. En repetidos muestreos no se encuentran peces.

Integridad biótica de ambientes acuáticos 87

centaje de especies bénticas del total de individuos capturados, especies intolerantes, especies tolerantes, peces exóticos, omnívoros, carnívoros estrictos, desovadores litófilos y especies habitantes de la zona de vegetación, mediante datos de al menos 15 años (Jennnings et al., 1998).

Comunidades de coleópteros acuáticos Aunque existen diferentes modelos para diseñar un índice, es recomendable seguir una secuencia, la cual se ejemplifica aquí con un caso de estudio para construir un Índice de Integridad Biótica (IIBACA) para manantiales cársticos de la huasteca mexicana, empleando a las asociaciones de coleópteros acuáticos (Pérez-Munguía, 2004). Al seleccionar los sitios de referencia se debe considerar que exista una gradación al menos aparente de impactos sobre los ambientes (Figura 11). Igualmente, deben elegirse sitios de una misma clase de sistemas (arroyos, ríos, manantiales; de tipo termal, cárstico, frío), y que pertenezcan a una misma región hidrológica, una cuenca o que, como mínimo, tengan una historia geológica similar. Los sitios de referencia del IIBACA fueron manantiales cársticos, lo cual requirió un análisis previo usando un sistema de información geográfica (SIG), para determinar las cuencas hidrogeológicas en la huasteca mexicana mediante mapas de la geología, la hidrología subterránea y los climas, para

ubicar las cuencas hidrogeológicas de origen cárstico (Figura 12). Además, con la información topográfica se intentó pronosticar las áreas en las que potencialmente se encontrarían manantiales de distinta magnitud de flujo (Figura 13). Es importante conocer bien los protocolos estandarizados de muestreo para el grupo biológico que se ha elegido como base para diseñar el índice. En la construcción del IIBACA las muestras se obtuvieron considerando las propuestas teóricas de Spangler (1982) respecto de la distribución temporal y espacial de los coleópteros acuáticos. Para ello se hizo uso de la red acuática “D” de abertura de malla de 300 mm, y 33 cm de abertura máxima del aro (Figura 14). Se obtuvieron los datos de composición y estructura de las asociaciones con base en los siguientes parámetros: riqueza (S), abundancia (N), índice de diversidad de Shannon y Wiener (H’), índice de diversidad alfa de la serie logarítmica (ALFA), índice de equitatividad de Pielou (E), índice de dominancia de Simpson (C), y los índices de similitud de Jaccard y Czekanovski-Dice-Sorensen (Magurran, 1988 y Southwood, 1978). Posteriormente, para agrupar las semejanzas entre los datos obtenidos, se realizó un análisis de sitios (cluster), mediante la técnica de ligamiento promedio noponderado (UPGMA) (McCune y Mefford, 1999). Para reconocer las diferencias en composición y estructura de las asociaciones así como el efecto que sobre éstas tie-

Figura11. Izquierda: manantial Agua buena, San Luis Potosí, muy modificado por obras de extracción. Derecha: manantial El Plátano, Querétaro, poco impactado por las actividades humanas

88 Evaluación y seguimiento

Figura 12. Delimitación de cuencas hidrogeológicas de la huasteca mexicana

Figura 13. Relación entre la altitud sobre el nivel del mar y la magnitud del flujo en manantiales de la Huasteca

Integridad biótica de ambientes acuáticos 89

Figura. 14. Vistas del uso de la red “D” para la colecta de coleópteros

nen los parámetros ambientales, se aplicó un Análisis de Componentes Principales (SAS Institute, 1989-1997). Además se realizó un análisis de ordenación mediante la técnica de análisis canónico de correspondencia (Decorana), (McCune y Mefford, 1999). Con la finalidad de conocer la estructura trófica de las asociaciones, se partió de categorizar la composición taxonómica de familias y géneros encontrada en los sitios de muestreo en grupos funcionales, de acuerdo con los criterios de Stehr (1987); Merrit y Cummins (1996); Barbour et al. (1999); Mandaville (2002); Perry (2002); Wood-Pawcatuck Watershed Association (2002); Australian Water Quality Centre (2003); SWCSMH (2003) y WRIA (2003). En términos generales la huasteca mexicana es muy rica en familias y géneros de coleópteros acuáticos. Se encontraron 101 géneros comprendidos en 25 familias, de las que el 62.37 % de los géneros es aportado por las familias Dytiscidae (26.73%), Elmidae (18.81%) e Hydrophilidae (16.83%) (Pé90 Evaluación y seguimiento

rez-Munguía, 2004). Asimismo, la similitud y las relaciones de sinergia entre los sitios se explican por las diferencias en la composición y estructura de estas mismas familias. Por esto, en el diseño del índice se puso énfasis en la presencia de géneros pertenecientes a estas familias. También fue posible determinar que los manantiales son sitios en los que la coleopterofauna está respondiendo a las condiciones de cada manantial particular, por lo que las asociaciones parecen conformarse por procesos de colonización aleatoria y de extinción continua selectiva. Con los datos extraídos del material biológico muestreado, se integró una matriz en la que se acomodaron los diferentes taxa ordenados para cada sitio de muestreo por abundancia y por gremios tróficos e indicando su valencia de tolerancia. Esta última variable es un índice, cuyos valores se asignan con base en la sensibilidad y tolerancia que muestra la familia (también están calculadas para

géneros y especies) respecto a diferentes alteraciones ambientales, por ejemplo, anoxia, embebimiento del hábitat y otros. Con la información reunida fue posible proponer las variables de respuesta al ambiente (llamadas métricas), mismas que fueron seleccionadas y categorizadas de acuerdo con lo propuesto por Barbour et al (1999); Citizens’ Environment Watch (2002); Mandaville (2002); Llansó (2002); Klemm et al. (2003) y Perry (2002). Véase Tabla 7. Estas variables se definen como sigue:

§

§

§

Riqueza de taxa. Se consideró como el número de géneros que conforman a las asociaciones de coleópteros en los sitios de muestreo. Número de géneros de Dytiscidae. Se incluyó el número de géneros que pertenecen a la familia Dytiscidae, principalmente constituida por organismos depredadores y con atributos variables de tolerancia. Número de géneros de Hydrophilidae. Los atributos de los organismos de esta familia la tipifican como tolerante a la contaminación orgánica.

Tabla 8. Categorías y variables inicialmente propuestas para la construcción del Índice Biológico, que emplea a las asociaciones de coleópteros acuáticos en los manantiales cársticos de la huasteca mexicana. Categoría Variables de respuesta al ambiente Medidas de riqueza Medidas de estructura Medidas de composición Medidas de tolerancia Medidas tróficas Medidas de hábitos

Tendencia con la alteración del ambiente

Riqueza de taxa Número de géneros de Dytiscidae Número de géneros de Hydrophilidae Número de géneros de Elmidae Densidad de taxa Abundancia del taxón dominante Índice de Equitatividad de Pielou Abundancia de organismos de Dytiscidae Abundancia de organismos de Hydrophilidae Abundancia de organismos de Elmidae Número de taxa sensibles Número de taxa tolerantes Proporción de taxa sensibles Proporción de taxa tolerantes Abundancia relativa de organismos sensibles Abundancia relativa de organismos tolerantes Índice de Sensibilidad Ponderado Indice de Tolerancia Porcentaje de taxa filtradores Porcentaje de taxa desgarradores Porcentaje de taxa omnívoros y recolectores Porcentaje de abundancia de taxa depredadores Proporción de abundancia entre taxa raspadores y colectores filtradores Número de taxa fijos Porcentaje de taxa fijos

Diminuye Variable Variable Disminuye Disminuye Aumenta Disminuye Variable Variable Disminuye Disminuye Aumenta Disminuye Incrementa Disminuye Aumenta Disminuye Aumenta Variable Disminuye Aumenta Variable Disminuye Disminuye Disminuye

Integridad biótica de ambientes acuáticos 91

§

§

Número de géneros de Elmidae. Los géneros encontrados en la huasteca mexicana, en su mayoría son poco tolerantes o intolerantes a la contaminación orgánica. Por otro lado, en su mayoría viven prácticamente fijos, lo que hace que la disminución en la disponibilidad de sustrato por efecto del embebimiento o por alteraciones físicas, conduzca hacia la extirpación de estos géneros. Densidad de taxa. Para obtenerla se emplea el valor total de densidad de todos los taxa obtenidos por muestra, mediante la siguiente fórmula:

§

§

§

D = ∑n i/ m2 Donde: D = Densidad total de los taxa encontrados, expresado en número de individuos por metro cuadrado, que fue la unidad muestral. ni = Número de individuos del iésimo taxón. §

§

Abundancia del taxón dominante. Representa la proporción del aporte al índice de dominancia del taxón más dominante para cada sitio de muestreo. Se estimó con la siguiente fórmula:

§

Ar = ai/A(100)

§

Donde: Ar = Abundancia relativa del taxón más dominante ai = El aporte del taxón más dominante A= El total de la abundancia de todos los taxa §

§

Índice de equitatividad de Pielou. Se considera como una medida de uniformidad que relaciona a la máxima diversidad esperada con la observada en un sitio. Esta variable es un reflejo de la distribución de las abundancias de la especies en una colección (Magurran, 1988). Abundancia de organismos de Dytiscidae. Se consideró como la sumatoria de los individuos que pertenecen a esta familia.

92 Evaluación y seguimiento

§

Abundancia de organismos de Hydrophilidae. Se consideró como la sumatoria de los individuos que pertenecen a esta familia. Abundancia de organismos de Elmidae. Se consideró como la sumatoria de los individuos que pertenecen a esta familia. Medidas de tolerancia. Los valores de tolerancia de los géneros son un reflejo de los modelos adaptativos que ha seguido su evolución para enfrentar cambios en la calidad del agua, provocados principalmente por contaminación orgánica. Se espera que los géneros intolerantes sean extirpados en sistemas alterados, son los que Lindegaard (1995) reconoce como indicadores de alteración. Para obtener los valores de tolerancia, gremios tróficos y hábitos se adecuaron los criterios que aportan, Merrit y Cummins (1996); Barbour et al. (1999); Mandaville (2002); Perry (2002); Wood-Pawcatuck Watershed Association (2002); Australian Water Quality Centre (2003); SWCSMH (2003) y WRIA (2003). Los géneros de los que no se tiene información, no fueron incluidos en los análisis. Número de taxa sensibles. Con base en los valores conocidos de sensibilidad, se conformaron dos grupos, los que van de 1 a 5 en su calificación de tolerancia se consideran taxa intolerantes. Número de taxa tolerantes. Con base en la calificación de tolerancia, los taxa que tuvieron valores de 6 a 10 se consideraron en la categoría de tolerantes. En estas dos últimas categorías se empleó la riqueza de taxa, para definirlas. Abundancia relativa de organismos sensibles. Se empleó la tasa de las abundancias de los organismos que pertenecen a un taxón intolerante, bajo la siguiente fórmula: Ars = Sts/A(100) Donde: Ars = Abundancia relativa de organismos que pertenecen a un taxón sensible. Sts = Aporte de abundancia de los taxa sensibles. A = Abundancia total de todos los taxa de las categorías de tolerancia/intolerancia.

§

§

Abundancia relativa de organismos tolerantes. Se empleó la tasa de las abundancias de los organismos que pertenecen a un taxón tolerante, bajo la siguiente fórmula:

§

Índice de tolerancia. Este índice se generó como un referente del valor de importancia de los taxa tolerantes en cada sitio y tiende a ser inverso al ISP. Se obtuvo con la siguiente fórmula: S[(Abri) (VT)]/NT

Art = Stt/A(100)

IT =

Donde:

Donde:

Art= Abundancia relativa de organismos que pertenecen a un taxón tolerante. Stt = Aporte de abundancia de los taxa tolerantes. A = Abundancia total de todos los taxa de las categorías de tolerancia/intolerancia.

IT = Índice de tolerancia. Abri. = Abundancia relativa de los taxa. VT.= Valencia de tolerancia para el i-ésimo taxón. N. = Número de taxa que aportan al valor de tolerancia total. T. = Corresponde al aporte del producto de la abundancia relativa por la valencia de tolerancia de todos los taxa.

Índice de Sensibilidad Ponderado (ISP). Este índice fue diseñado para obtener un valor de sensibilidad para cada sitio. Representa la importancia de las especies intolerantes en términos de abundancia. Se obtuvo como la suma ponderada de las abundancias de los taxa intolerantes (sensibles), y se ajustó a un universo limitado de valores que van de 0 a 2, correspondiendo 0 a la menor sensibilidad (o mayor tolerancia) y 2 representa el mayor grado de sensibilidad (menor intolerancia), empleando la siguiente fórmula:

§ §

§

§ ISP = 2. ∑[(Abri) (VT)] + ∑[(Abrt) (VT)]/ (N-1)2 § Donde: ISP = Valor del índice de Sensibilidad Ponderado. Abri = Abundancia relativa de los taxa intolerantes. Abrt = Abundancia relativa de los taxa tolerantes. VT = Valencia de tolerancia para el i-ésimo taxa. N = Corresponde al aporte del producto de la abundancia relativa por la valencia de tolerancia de todos los taxa.

§

§

Porcentaje de taxa filtradores. Representa el porcentaje que ocupan los taxa filtradores. Porcentaje de taxa desgarradores. Son los taxa que fragmentan materia orgánica; representan un valioso indicador de impactos sobre ambientes riparios (Perry, 2002). Porcentaje de taxa omnívoros y recolectores. Representa el porcentaje de taxa generalistas en sus estrategias de alimentación. Porcentaje de abundancia de taxa depredadores. Puede hacerse restrictivo para excluir a los omnívoros. Proporción de abundancia entre taxa raspadores y colectores filtradores. Considera el balance entre dos fuentes de alimento; los colectores filtradores pueden indicar un incremento en materia orgánica disponible en el ambiente; los taxa raspadores tienden a decrecer cuando aumentan las poblaciones de algas filamentosas y diatomeas (Perry, 2002). Número de taxa fijos. Es el número de taxa cuyos modelos adaptativos les permiten vivir fijos al sustrato, que generalmente son rocas o estructuras de plantas acuáticas vivas. Porcentaje de taxa fijos. Representa el porcentaje de organismos cuyos modelos adaptativos les permiten vivir pegados a un sustrato sumergido. Integridad biótica de ambientes acuáticos 93

Las matrices de datos resultantes del conjunto de variables inicialmente propuesto fueron sometidas a diferentes análisis de correlación, de componentes principales y de ordenación, para eliminar aquéllas que estuvieran fuertemente correlacionadas y que aportaran información redundante. Durante el desarrollo de un índice se debe contar con métodos que permitan validarlo, por lo que en este caso fue necesario desarrollar un Índice de Calidad Ambiental (ICAM) que, como elemento de contraste (por procedimientos de regresión u otros) permitiera encontrar las variables biológicas que fueran sensibles a la perturbación. Durante la selección de variables es muy útil emplear análisis de varianza de una sola vía (ANOVA), que permiten reconocer en forma individual aquellas variables propuestas que son sensibles al impacto negativo de las actividades humanas. Este paso requiere que previamente se tenga un agrupamiento de los sitios con base en su calidad ambiental. Esto permite seleccionar rápidamente a las variables de mejor respuesta al impacto, además de encontrar la relación entre el comportamiento de la variable y el tipo y cuantía de la perturbación provocada por las actividades humanas. Para reconocer el grado de coherencia entre los índices de calidad ambiental y de integridad biótica, en este caso se usó un análisis de regresión utilizando el índice de calidad ambiental como el conjunto de variables independientes, y el índice de integridad biótica como el conjunto de variables dependientes. Asimismo, se comparó el índice de integridad biótica con los índices de sensibilidad ponderada y de tolerancia desarrollados. Con base en los análisis se seleccionaron únicamente ocho variables, que explicaron la mayor parte de la variación entre los sitios de referencia y que no fueron redundantes: riqueza de taxa (RT), densidad de taxa (DT), número de taxa sensibles (TS), porcentaje de taxa de organismos omnívoros y recolectores (% OMN/REC), porcentaje de la abundancia de organismos depredadores (%ATD), proporción de abundancia entre taxa raspadores y colectores filtradores (TARAS/COL), número de taxa fijos (#TF) y porcentaje de taxa fijos (%TF). Un análisis estadístico (distribución de percentiles) permitió obtener los intervalos de distri94 Evaluación y seguimiento

bución de datos y, con ello, se estandarizaron los valores obtenidos en cuatro categorías. Los criterios de calificación de las variables corresponden con los puntos extraídos de las categorías (Tabla 11). Únicamente el porcentaje de taxa omnívoros y recolectores (%OMN/REC) se consideró con valores negativos, pues se trata de la única variable seleccionada que se incrementa con la alteración del ambiente. Con base en los valores correspondientes a las variables, se calificaron los sitios de referencia (Tabla 9). Con base en los valores correspondientes a las variables, se calificaron los sitios de referencia (Tabla 11). El algoritmo con el cual se calculó el índice de integridad biótica empleando a las asociaciones de coleópteros acuáticos (IIBACA) es una suma no ponderada de las variables de respuesta al ambiente, por parte de las asociaciones de coleópteros acuáticos. Como resultado se propuso la siguiente fórmula para obtener el IIBACA. IIBACA = ∑ VRA Donde: IIBACA = Índice de Integridad Biótica empleando a las Asociaciones de Coleópteros Acuáticos. ∑VRA = Sumatoria de las Variables de Respuesta Ambiental (riqueza de taxa, densidad de taxa, número de taxa sensibles, porcentaje de taxa de omnívoros/ recolectores, porcentaje de taxa depredadores, proporción de abundancia entre taxa raspadores y colectores filtradores, el número de taxa fijos y el porcentaje de taxa fijos). El algoritmo propuesto tiene un intervalo de 3 a 27 puntos como valores extremos. Con un análisis de percentiles se obtuvieron las categorías, que se nominaron para referencia (Tabla 10). Estas categorías se aplican a los sitios de referencia, de forma tal que se pueden hacer las clasificaciones gráficas como la mostrada en la Figura 15.

Tabla 9. Categorías y criterios de calificación de las variables de respuesta al ambiente (VRA) seleccionadas para construir el índice de integridad biótica con base en las asociaciones de coleópteros acuáticos en manantiales cársticos de la huasteca mexicana. Los códigos de las variables se encuentran en el texto

Criterios para calificar a las variables de respuesta al ambiente en categorías Variable Intervalo 1 Intervalo 2 Intervalo 3 Intervalo 4

Tenedencia de respuesta

RT DT TS % OMN/REC % ATD TARAS/COL #TF %TF

Decrece Decrece Decrece Aumenta Decrece Decrece Decrece Decrece

1 ≤ Y ≤ 2 1 ≤ Y < 7 Y = 1 0 ≤ Y < 30 0 ≤ Y < 2.5 Y = 0 Y = 0 0 ≤ Y < 7.14

2 < Y = 6 7 ≤ Y < 15 2 ≤ Y < 4 30 = Y < 33 2.5 ≤ Y < 27.4 0 < Y < 0.5 1 ≤ Y ≤ 3 7.14 ≤ Y < 50

Y = 7 15 ≤ Y < 35 4 ≤ Y < 6 33 ≤ Y < 50 27.4 ≤ Y < 65.2 0.5 ≤ Y < 1 Y = 4 50 ≤ Y < 66.66

Y > 7 Y > 35 Y > 6 Y > 50 Y > 67.2 Y > 1 Y > 4 Y > 66.66

Calificaciones de las categorías Variable RT DT TS % OMN/REC % ATD TARAS/COL #TF %TF

Categoría 1

Categoría 2

Categoría 3

Categoría 4

2 2 2 -2 2 2 2 2

3 3 3 -3 3 3 3 3

4 4 4 -4 4 4 4 4

1 1 1 -1 1 1 1 1

El uso del IIB en México La prevalencia del uso de la comunidad de peces como indicadores de la salud ambiental y/o biomonitoreos aún es reducida en México y más aún la utilización del Índice de Integridad Biótica y del Índice de Calidad Ambiental (Lyons et al., 1995; De la Lanza et al., 2000; Medina, 2003). Se han desarrollado investigaciones acerca del uso de la comunidad de peces como indicadores de la integridad de los ecosistemas acuáticos y biomonitoreo principalmente para la Mesa Central y el Occidente de México por Lyons et al. (1998) y Soto-Galera et al.

(1998) quienes examinan cambios de distribución y la reducción de las comunidades de peces en cuencas específicas. Posteriormente a la investigación sobre el estado de las comunidades se inicia la utilización del IIB para ríos y lagos, especialmente de la cuenca del Lerma-Chapala. Lyons et al. (1995) presentan una propuesta de utilización del IIB en ríos de la zona centro-oeste de México, específicamente de la zona de Jalisco en la Sierra de Manantlán y la parte alta del río Duero. Los valores obtenidos del índice y las evaluaciones de la integridad biótica, para las 27 localidades, mostraron una alta correlación positiva con evaluaciones independientes de la calidad Integridad biótica de ambientes acuáticos 95

Tabla 10. Definición final de las categorías del iibaca Iibaca

Categoría 1

Intervalo Código

6 ≤ Y < 11 Pobre

Categoría 2 11 ≤ Y < 14 Regular

del hábitat y la calidad del agua. Lyons et al. (1995) argumentaron que el IIB promete ser útil para identificar cuencas claves en los ríos y arroyos del occidente de México, para la protección de comunidades de peces nativos, de especies amenazadas y en peligro de extinción, así como para el monitoreo y evaluación de la biodiversidad y la integridad de los ecosistemas. Los criterios empleados por Lyons et al. (1995) para calcular el IIB en arroyos y pequeños ríos se muestran en la Tabla 11 y han sido consistentes en otras pruebas del índice. Por ejemplo, Mercado-Silva et al. (2002)

Categoría 3

Categoría 4

14 ≤ Y < 17 Bueno

Y ≥ 17 Excelente

evaluaron los atributos y criterios anteriores en diez cuencas de México Central y concluyeron que esta versión puede ser utilizada sin modificaciones para evaluar la calidad ambiental en ríos y arroyos no costeros en cinco subcuencas (Armería, Purificación, Marabasco, Ameca y Coahuayana). Sin embargo, no resulta del todo recomendable para la cuenca del río Grande de Morelia. De igual manera, Lyons et al. (2000) desarrollaron un índice preliminar de integridad biótica para evaluar la condición de 19 lagos de México central, sobre la base de datos históricos de comunidades de peces. Esta ver-

Figura 15. Clasificación de los manantiales de la huasteca mexicana de acuerdo con un índice propio de integridad biótica, basado en las asociaciones de coleópteros acuáticos

96 Evaluación y seguimiento

Tabla 11. Criterios para evaluar los valores de los atributos usados para calcular el IIB en arroyos y pequeños ríos, (Lyons et al., 1995) Atributo

criterios para cada categoría Área de cuenca (km 2)

pobre (0)

regular (5)

bueno (10)

> 400 = 400

> 4 0-1

4-6 2-4

>6 >4

  2. Porcentaje de especies bénticas

Todas

< 5

5-25

> 25

  3. Número de especies de la columna de agua

> 400

< 2

2-4

>4

 

= 400

0

1-2

>2

  4. Número de especies sensitivas

Todas

0

1-2

>2

  5. Porcentaje de especies tolerantes

Todas

> 90

90-10

< 10

  6. Porcentaje de especies exóticas

Todas

> 25

25-5

95

95-85

400 = 400

30

   aletas lesionadas, lesiones o tumores

Todas

> 5

5-1

>1

sión propone diez atributos que se presentan en la Tabla 12. El índice se aplicó a cuatro lagos: Xochimilco (15 puntos), Cuitzeo (15), Chapala (30) y Pátzcuaro (70), concluyéndose que los resultados reflejan claramente el grado de degradación de estos ecosistemas.

iniciado el diseño de protocolos para monitorear la calidad y la integridad de nuestros ecosistemas acuáticos, la opción es buscar las relaciones entre índices que midan la calidad ambiental y la integridad biótica a través de análisis de correlación y de regresión.

  1. Número de especies nativas

o pelágicas

  9. Número de peces por 30 minutos de muestreo 10. Porcentaje de individuos enfermos, deformados,

Validación de los índices No es suficiente con diseñar índices para monitorear la calidad ambiental o la integridad biótica. Antes de proponerlos para su uso extendido es necesario validarlos. Para esto existen dos aproximaciones: 1. Si se cuenta con otros índices diseñados para sitios parecidos en la misma región, puede hacerse la validación del índice propuesto con base en la correlación que muestre con el índice ya probado. 2. Si no se cuenta con otros índices ya probados para la región y tipo de sistemas acuáticos bajo estudio, como es el caso de México, donde apenas hemos

En un primer caso de aplicación de este enfoque, se muestran los análisis de regresión y correlación entre los valores de los índices de calidad ambiental y de integridad biótica para los manantiales cársticos de referencia en la huasteca mexicana (Figura 16). Los resultados muestran que el Índice de Integridad Biótica con base en las Asociaciones de Coleópteros Acuáticos (IIBACA), para manantiales cársticos de la huasteca mexicana es un buen estimador de la calidad ambiental de estos ecosistemas acuáticos en la región señalada. En un segundo caso, la validación de los índices de integridad biótica basada en peces para ambientes Integridad biótica de ambientes acuáticos 97

Tabla 12. Criterios para evaluar los valores de los atributos del IIB en sistemas lénticos. Ve es el valor esperado para cada atributo en ausencia de gran degradación humana (Lyons et al., 2000) Atributo

criterios para cada categoría



Pobre (cero puntos )

  1. Número total de especies nativas   2. Número de especies nativas comunes   3. Número de especies nativas de goodeidos   4. Número de especies nativas del género Chirostoma   5. Numero de especies nativas sensitivas   6. Porcentaje de biomasa de especies tolerantes   7. Porcentaje de biomasa de especies exóticas   8. Porcentaje de biomasa de carnívoros nativos   9. Máxima longitud patrón de especies nativas 10. Porcentaje de especies de ectoparásitos exóticos en peces nativos

< 50 % de ve < 66% de ve < 60 % de ve < 60 % de ve < 40 % de ve > 90 % > 85 % < 5 % < 50 % de ve > 60 %

regular (5 puntos)

bueno (10 puntos)

50-74 % de ve 66-79 % de ve 60-84 % de ve 60-84 % de ve 40-84 % de ve 90-50 % 85-50 % 5-20 % 50-74% de ve 60-25 %

> 74 % de ve > 79 % de ve > 84 % de ve > 84 % de ve > 84 % de ve < 50 % < 50 % > 20 % > 74 % de ve < 25 %

Figura 16. Correlación entre un índice de integridad biótica (IIBACA) y el de calidad ambiental (ICAM) para manantiales de la huasteca

98 Evaluación y seguimiento

lóticos y lénticos incluyó una correlación entre estos índices, un Índice de Calidad del Hábitat y un índice de calidad del agua para analizar la sensibilidad del Índice de Integridad Biótica. Éste resultó ser una excelente herramienta para el monitoreo de la degradación ambiental (Tabla 13).

Concluyendo: el IIB en la toma de decisiones Diferentes estudios muestran que el esquema metodológio de Índice de Integridad Biótica provee una estructura que facilita decisiones acerca de actividades de conservación a nivel de ecosistema (Noss 1990; Angermeier y Karr, 1994). Mediante los valores obtenidos del IIB puede aportarse una fuerte base para identificar ecosistemas que requieren de protección, restauración o, en su caso, rehabilitación, permitiendo establecer criterios y valores más objetivos en la toma de decisiones sobre la conservación y manejo de recursos (en este caso acuáticos), ya que al reflejar la salud de los ecosistemas y, por ende, de la comunidad de organismos acuáticos, como peces en el ejemplo mencionado puede utilizarse por región, enfatizando así la necesidad de ubicar correctamente los esfuerzos de conservación en tiempo y espacio. Bajo estas premisas Medina (2003) utilizó los resultados del IIB en cinco subcuencas del sistema fluvial Lerma-Chapala en Michoacán, asignándolos en dos grupos: subcuencas y sitios clave y protección de especies (Moyle y Yoshiyama,1994; Lyons et al., 1995; Bibby, 1998, Lyons et al., 2000). De acuerdo con los resultados de Medina (2003), las tendencias determinadas para estas cinco subcuencas indican que, de 38 sitios en los que se calculó el IIB, sólo ocho obtuvieron una clasificación de buena (85-70), quince regular (40-60), nueve pobre (0-35) y muy pobre (sin registro). Los valores del ICAM indican que siete son clasificados como buenos (7-8), 18 como regulares (56), y 12 como pobres (0-4). Así los datos se clasificaron en dos categorías de protección: a) Como cuencas y sitios clave. Ocho sitios quedaron en esta categoría, la mayoría para el medio Lerma en Michoacán, considerándose entonces las subcuencas del lago de Cuitzeo y Angulo como cuencas clave, y los ocho sitios como sitios clave;

b) En el grupo de protección de especies se toma el criterio para poder conservar especies que se encuentren dentro de las categorías de amenazadas, en riesgo y/o en peligro o de hábitat restringido. El IIB provee información a fin de detectar hábitats críticos para especies como el caso de los peces Hubbsina turneri, Allotoca zacapuensis, Tetrapleurodon geminis y T. spadicea, especies de requerimientos específicos (por ejemplo T. spadicea que necesita de varios asociados que, a su vez, son especies sensibles a cambios en la calidad del agua (Lyons et al., 1995). Las especies de goodeidos requieren de ecosistemas en condiciones de alta integridad biótica, no toleran concentraciones altas de contaminantes ni cambios en la estructura del hábitat. Los sitios que resulten dentro de la clasificación como regulares son, en algunos casos, importantes para considerar en el mediano plazo actividades de restauración y/o rehabilitación que permitan al menos la continuidad de las especies existentes. La creciente necesidad de tomar decisiones rápidas sobre los sistemas lóticos, surgida de las alteraciones y pérdida de estos recursos, es la que ha conducido hacia el diseño de sistemas de monitoreo sobre estos ambientes acuáticos. Como se expuso con anterioridad, en México sólo se ha normalizado el Índice de Calidad del Agua (ICA) que, sin embargo, no reconoce las alteraciones morfológicas sobre los cauces y que con frecuencia se ve limitado al tratar de explicar la integridad biótica que existe en ellos. Esto se debe a que no necesariamente aguas con excelente calidad significan que los ambientes están conservados (incluso por sistemas canalizados, fuertemente alterados en más de un sentido, pueden correr aguas de excelente calidad). En cambio, protocolos de valoración rápida como los expuestos, orientados a determinar el estado más probable, la calidad ambiental visual y la integridad biótica, pueden explicar rápidamente el estado de conservación de los ecosistemas acuáticos y, en virtud de su simplicidad de uso (no obstante el considerable esfuerzo y detalle necesarios para su construcción), pueden integrarse en sistemas de monitoreo, teniendo como características deseables: ser costo-eficientes, váIntegridad biótica de ambientes acuáticos 99

Tabla 13.Valores cualitativos de calidad del hábitat. En el caso de sistemas lóticos se presentan los criterios propuestos por Lyons et al., 1995, para sistemas lénticos se propone una escala de atributos generada por Medina (2003) Intervalo

Bueno 7-10

Regular 5-6

Pobre 0-4

Atributos de calidad hábitat

Sistemas lénticos (Lyons com. pers., 2003; Medina-Nava, 2003)

Sistemas lóticos (Lyons, 1995)

Natural sin modificaciones en su contorno (Línea de costa). Mantiene su profundidad media. Poco lodosos. Con vegetación riparia y acuática nativa, sin grandes masas de vegetación flotante y arraigada. Vegetación riparia presente. Heterogeneidad de hábitat. Zonas más extensas en la periferia, con algunas modificaciones debido a obras hidráulicas. Vegetación riparia sólo en manchones. Sedimentos con evidencias de aporte de materia orgánica, (Fuentes no puntuales de contaminación) lodos, cienos, desarrollo de plantas acuáticas, sumergidas, emergentes y arraigadas. Utilizadas para usos domésticos y agrícola-pecuarios. Pérdida evidente de profundidad, sin vegetación riparia y acuática nativa. Extensas áreas de vegetación arraigada y flotante especialmente lirio acuático (Eichhornia crassipes, grandes masas de algas. Excesiva sedimentación producto de fuentes no puntuales de contaminación (erosión), con áreas someras cenagosas, empantanadas, con olor fétido. Modificaciones evidentes por obras hidráulicas para fines de uso doméstico, industrial, agrícola y/o ganadero, que generan cambios en los patrones de corrientes y circulación. Pérdida evidente de estructura del hábitat.

Natural, sin modificaciones en su hidromorfología. Diversidad en el rango de micro y macrohábitats. Cobertura y refugios para peces. Poco lodoso. Vegetación riparia bien desarrollada.

Algunas modificaciones de canalización evidentes. Limitada heterogeneidad del hábitat. Poca cobertura y refugios o aguas profundas. Sedimentación (lodo) común. Vegetación riparia pobremente desarrollada en algunas áreas.

Fuertemente modificado por canalización u otras modificaciones hidráulicas. Refugios y cobertura para peces ausentes. Poca variación de la profundidad del agua a lo largo del cause. Vegetación riparia pobremente desarrollada y extensas áreas desnudas, tierra expuesta. Agua en sitios con gran estancamiento o con flujo de excesiva velocidad. Gran cantidad de sedimentos. Excesivo crecimiento de algas o macrofitas.

Calidad del agua. ICA Bueno 7-10

Aguas claras, poca cantidad de sólidos suspendidos, pH por lo general ácido. Oxígeno disuelto arriba de 5 mg/L, sin evidencias de sustancias o residuos tóxicos.

Agua clara, con pocos sólidos suspendidos en el flujo base. Oxígeno disuelto en el día consistentemente arriba de 5 mg/L pero no sobresaturado, y sin evidencias de sustancias tóxicas como aceites, metales pesados, o pesticidas. Contaminación no puntual limitada a partes altas en la cuenca. (Continúa)

100 Evaluación y seguimiento

Tabla 13.Valores cualitativos de calidad del hábitat. En el caso de sistemas lóticos se presentan los criterios propuestos por Lyons et al., 1995, para sistemas lénticos se propone una escala de atributos generada por Medina (2003) (continúa) Calidad del Agua. Ica

Regular 5-6

Con menor valor de transparencia. Oxígeno disuelto algunas veces debajo de 5 mg/L, algunas evidencias de aporte de contaminantes y/o arrastre de sólidos.

Pobre 0-4

Aguas con menor transparencia (turbias), evidencia de la gran cantidad de sólidos y crecimientos algales, clara evidencia de su naturaleza de aguas de desecho (doméstico, agrícola y pecuario). Oxígeno disuelto generalmente debajo de 2 mg/L. Olor desagradable en las zonas pantanosas.

lidos científicamente, aportadores de datos múltiples en una estación de muestreo, oferentes de resultados rápidos para toma de decisiones, fuente básica para reportes científicos de fácil acceso al público, y dependientes de procedimientos ambientalmente benignos, además de ser multimétricos, multiparamétricos y regionales. Todo lo anterior hace de ellos herramientas útiles y de fácil aplicación en la toma de decisiones sobre la conservación de nuestros recursos acuáticos. Al final de este capítulo se proveen tablas de referencia y algunos formatos de campo aplicables a tareas relacionadas con el uso de Índices como los descritos (véanse los apéndices 3 al 12).

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Agua moderadamente turbia en el flujo base. Oxígeno disuelto en el día algunas veces debajo de 5 mg/L o sobresaturado, algunas evidencias de sustancias tóxicas en el agua. Fuentes comunes no puntuales de contaminación en la parte alta de la cuenca. Agua usualmente turbia. Flujo frecuentemente dominado por irrigación de aguas de retorno o por aguas con descarga municipal y/o industrial. Oxígeno disuelto frecuentemente debajo de 2.5 mg/L, o sustancias tóxicas evidentes en concentraciones sustanciales. La mayoría de las aguas altas de la cuenca con severos problemas de contaminación de fuentes no puntuales. Agua frecuentemente con un fuerte olor desagradable.

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Integridad biótica de ambientes acuáticos 103

Apéndice 1. Guía de campo para toma de datos para la clasificación de ríos y arroyos

Nombre del arroyo: _ __________________________________________________________________ Cuenca : __________________________________ Microcuenca: _____________________________ Localidad: ___________________________________________________________________________ Latitud: _____________________________ Longitud: ________________ Altitud ______________ Orden: _ __________________________________ Sección: _________________________________ Observaciones: _______________________________________________________________________ Ancho de la Máxima Ribera (AMR) _ _____________________________________________________ m ∑ Pi Profundidad media (P = Pn ): _ _____________________________________________________ m Tasa ancho/profundidad (T A/ P =

AMR ): _________________________________________________ P

Profundidad máxima: _________________________________________________________________ m (máxima distancia entre el nivel de la máxima ribera y el fondo). Ancho del área de inundación (AAI):______________________________________________________ m (distancia máxima de los márgenes en el nivel del doble de la profundidad máxima) Tasa de confinamiento (T C =

AAI ):_ ____________________________________________________ AMR

Diámetro promedio de las partículas del sedimento (D50): _ ____________________________________ (Esta información viene del anexo 2) h ): _ _____________________________________________________________ d (Diferencia de nivel de la superficie del agua en una distancia mayor de 30 metros) Pendiente (GP =

lc ): _ _____________________________________________________________ lv (Tasa de la distancia de la longitud del canal entre la longitud del valle) Sinuosidad (S =

Tipo de corriente _ _____________________________

104 Evaluación y seguimiento

Apéndice 2. Pasos para determinar el estado más probable de un río o arroyo 1) Para localizar el estado máximo de profundidad, se marca con una estaca la altura de la ribera máxima (bankfull stage). Esta marca indica el nivel máximo del agua, el cual se alcanza por lo menos cada dos años. La ribera máxima se localiza de varias formas, pero una manera sencilla es encontrar pequeñas terrazas en donde cambia la estructura del sedimento debido al depósito de materiales finos (ecuación apartado 6). Empleando un nivel de hilo, se tensa la cuerda tomando como referencia la orilla en donde está colocada la estaca, preferentemente en donde claramente se distinga una marca de la ribera máxima, al llevar con el nivel esta marca a la otra orilla, podremos conocer el ancho de esta ribera (AMR). 2) Tomando como referencia este nivel se obtiene el estado máximo de profundidad (EMP) que es la mayor lectura de altura al fondo del cauce. Al mismo tiempo esta cuerda permite registrar el corte seccional de profundidad del cauce, tomando las distancias del nivel al fondo del cauce (separadas por magnitudes no mayores a 5 cm, si el ancho del sitio es menor a dos metros, por lo que la distancia puede variar dependiendo del ancho del cauce); se trata de que haya una buena representación de la variación de la profundidad. Al restar la altura del nivel del agua a estas lecturas, obtenemos las profundidades del cauce activo (el que en ese momento lleva agua). La profundidad promedio se estima dividiendo la suma de todas las lecturas de altura a la ribera máxima entre el número de lecturas obtenidas. 3) El estado máximo de profundidad (EMP) se multiplica por dos y la cifra resultante nos indica la marca del área de inundación (AI). Se estima que por lo menos cada cinco años el agua inunda hasta esta altura. 4) Con el nivel de hilo se tensa una nueva cuerda que nos indique esta altura en ambos márgenes del cauce y así podemos determinar el ancho del área de inundación (AAI).

5) Al dividir el ancho de la máxima ribera entre la profundidad media se obtiene la Tasa del ancho/ profundidad (TA/P) T A/ P =

AMR P

6) Otro valor, la tasa de confinamiento (TC), se obtiene al dividir el ancho del área de inundación entre el ancho de la máxima ribera. Este dato orienta sobre cómo las paredes del cauce confinan a la corriente, lo que también se puede interpretar como la manera en que se inunda la zona cuando hay avenidas o “crecidas” del agua. TC =

AAI AMR

7) La determinación de los materiales del sustrato se hace usualmente con el método de Bunte y Abt (2001), el cual estima el diámetro dominante (D50) de las partículas de origen rocoso del fondo. Esto se logra midiendo en diagonal el diámetro de una partícula que se extraiga al azar del fondo siguiendo los esquemas siguientes: Esquemas para guiar la medición de las partículas de sedimento de un arroyo



Las partículas se recogen de la siguiente manera: sin ver el fondo, se camina por toda el área bajo medición y a cada paso se toma la primera partícula que se toque con los dedos, se registra su diámetro en el formato presentado en el apéndice 12 y se miden tres partículas cada vez. En la columna del número total, se suman todas las partículas que hayan caído en cada intervalo, en la siguiente columna se anota el porcentaje de cada intervalo; y en la tercera columna se anota el porcentaje acumulado que tiene cada intervalo de tamaño. Al llegar al 50% del porcentaje acumulado, se determina este rango como el diámetro dominante en las partículas del sustrato. Esta estimación también nos permite conocer la Apendices 105

variedad de sustratos disponibles para la epifauna, y con esta técnica también es posible registrar la proporción en los diferentes tamaños y tipos de sustrato (arenoso, grava, cantos rodados). Para calcular el número de repeticiones que es deseable hacer en cada sección (estanque o rápido) del cauce, se mide la proporción entre estas secciones en un corte longitudinal de 200 metros de cauce. Por ejemplo, si 150 metros están ocupados por estanques y 50 por rápidos, en porcentajes esto representa 75% del área total ocupada por estanques y 25 % por rápidos. Al mismo tiempo este dato permite conocer la tasa de frecuencia de rápidos. También habrá que registrar cuál es la proporción del área que tiene los sustratos cubiertos por sedimentos finos. 8) El gradiente de la pendiente (GP) del cauce se estima colocando dos marcas, en la superficie del agua, separadas por una distancia mayor a 30 metros. De esta forma se registra la diferencia de altura (h) entre las marcas. Al dividir esta diferencia entre la distancia (d), se obtiene el gradiente de la pendiente. Si el resultado se divide entre 100 se obtiene el porcentaje de pendiente. GP =

h d

9) La sinuosidad del cauce (S) es un dato relevante para reconocer la calidad física del ambiente. Ésta

106 Evaluación y seguimiento



se mide colocando entre al menos dos meandros (punto medio de una curvatura, como se observa en al figura 2) del cauce activo una cuerda marcada en metros. Ésta deberá seguir la parte más profunda de la corriente; a este tramo se le reconoce como longitud el cauce (LC). También se mide la distancia que separa en línea recta a los puntos extremos de la medición. Este dato representa la longitud del valle (LV). Al dividir la longitud del cauce entre la longitud del valle se obtiene el gradiente de sinuosidad. S=

LC LV

Para anotar el orden de la corriente se emplea la jerarquía de acuerdo al origen del río o arroyo:

1er. orden



2º orden



3er orden



4º orden



5º orden



6º orden

Si la corriente emana de un manantial Si el río nace de la unión de dos corrientes de primer orden Si el río nace de la unión de dos corrientes de segundo orden Si el río nace de la unión de dos corrientes de tercer orden Si el río nace de la unión de dos corrientes de cuarto orden Si el río nace de la unión de dos corrientes de quinto orden

Apéndice 3. Clave principal de Rosgen para reconocer los tipos mayores de cauce A Canal de un solo hilo Aa+ Canal de hilos múltiples B Tasa de ancho/profundidad muy alta (> 40); con muy baja sinuosidad Ba Tasa de ancho/profundidad altamente variable, pero menor de 40; con sinuosidad altamente variable C Cauce confinado a moderadamente confinado Ca Cauce suavemente confinado, > 2.2 D Tasa de confinamiento < 1.4 Da Tasa de confinamiento moderada 1.4 – 2.2; Tasa de ancho /profundidad moderada > 12 y sinuosidad moderada > 1.2 E Tasa de ancho/profundidad baja < 12 Ea Tasa de ancho/profundidad moderada a alta > 12; con sinuosidad moderada > 1.2 F Baja sinuosidad < 1.2 Fa Sinuosidad moderada > 1.2 G Tasa de ancho/profundidad muy baja < 12; muy alta sinuosidad > 1.5 (condición de mayor estabilidad de los cauces naturales) Ga Tasa de ancho/profundidad moderada a alta >12; sinuosidad moderada a alta > 1.2

3 2 Tipo D Apéndice 7 Tipo Da Apéndice 8 4 7 5 Tipo B Apéndice 5 6 Tipo F Apéndice 10 Tipo A Apéndice 4 Tipo G Apéndice 11 Tipo E Apéndice 9 Tipo C Apéndice 6

Apéndice 4. Clave de Rosgen para reconocer los subtipos de los cauces de tipo “a” 1 1’ 2 2’

Pendiente alta > 0.10 Pendiente moderada a suave 0.04 a 0.099 Roca madre en el sustrato Sustrato rocoso Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno Roca madre en el substrato Sustrato rocoso Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno

2 2’ A2a+ A1a+ A3a+ A4a+ A5a+ A6a+ A1 A2 A3 A4 A5 A6

Apendices 107

Apéndice 5. Clave de Rosgen para reconocer los subtipos de los cauces de tipo “b” 1 1’ 1’’ 2 2’ 2’’

Pendiente 0.04 a 0.099 Pendiente 0.02 a 0.039 Pendiente < 0.02 Roca madre en el sustrato Sustrato rocoso Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno Roca madre en el substrato Sustrato rocoso Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno Roca madre en el substrato Sustrato rocoso Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno

108 Evaluación y seguimiento

2 2’ 2’’ B1a B2a B3a B4a B5a B6a B1 B2 B3 B4 B5 B6 B1c B2c B3c B4c B5c B6c

Apéndice 6. Clave de Rosgen para reconocer los subtipos de los cauces de tipo “c” 1 1’ 1’’ 2 2’ 2’’

Pendiente 0.02 a 0.039 Pendiente 0.001 a 0.02 Pendiente < 0.001 Roca madre en el sustrato Sustrato rocoso Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno Roca madre en el substrato Sustrato rocoso Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno Roca madre en el substrato Sustrato rocoso Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno

2 2’ 2’’ C1b C2b C3b C4b C5b C6b C1 C2 C3 C4 C5 C6 C1c C2c C3c C4c C5c C6c

Apéndice 7. Clave de Rosgen para reconocer los subtipos de los cauces de tipo “d” 1 1’ 1’’ 2 2’ 2’’

Pendiente 0.02 a 0.039 Pendiente 0.001 a 0.02 Pendiente < 0.001 Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno

2 2’ 2’’ D3b D4b D5b D6b D3 D4 D5 D6 D4c D5c D6c

Apendices 109

Apéndice 8. Clave de Rosgen para reconocer los subtipos de los cauces de tipo “da” 1 1’ 1’’

Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno

Da4 Da5 Da6

Apéndice 9. Clave de Rosgen para reconocer los subtipos de los cauces de tipo “e” 1 1’ 2 2’

Pendiente 0.02 a 0.039 Pendiente < 0.02 Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno

2 2’ E3b E4b E5b E6b E3 E4 E5 E6

Apéndice 10. Clave de Rosgen para reconocer los subtipos de los cauces de tipo “f” 1 1’ 2 2’

Pendiente 0.02 a 0.039 Pendiente < 0.02 Roca madre en el sustrato Sustrato rocoso Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno Roca madre en el substrato Sustrato rocoso Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno

110 Evaluación y seguimiento

2 2’ F1b F2b F3b F4b F5b F6b F1 F2 F3 F4 F5 F6

Apéndice 11. Clave de Rosgen para reconocer los subtipos de los cauces de tipo “g” 1 1’ 2 2’

2 2’ G1 G2 G3 G4 G5 G6 G1c G2c G3c G4c G5c G6c

Pendiente 0.02 a 0.039 Pendiente < 0.02 Roca madre en el sustrato Sustrato rocoso Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno Roca madre en el substrato Sustrato rocoso Sustrato con guijarros Sustrato con gravas Sustrato arenoso Sustrato arcilloso o con cieno

Apéndice 12. Forma para la cuenta de las partículas del sustrato Cuenta De Partículas del Sustrato Localidad: Cuerpo de agua: Partículas Cieno/Arcilla Muy fina Fina Mediana Gruesa Muy gruesa Muy fina Fina Mediana Gruesa Muy gruesa Pequeños Grandes Pequeñas Medianas Muy grandes Lecho rocoso

Total de secciones: Fecha:

Estanque Fecha:

Rápidos Fecha:

Tamaño 1 2 3 Tot % % Tot % % Tot % (Mm) # Item Acum. # Item Acum. # Item

% Acum.

< 0.062 S/C 0.062 - 0.125 Arena 0.125 - 0.25 0.25 - 0.50 0.50 - 1.0 1.0 - 2.0 2.0 - 4.0 Grava 4.0 - 7.8 7.8 - 16 16 - 32 32 - 64 64 - 128 Guijarros 128 - 256 256 - 512 Rocas 512 - 1024 1024 - 2048 > 2048 Roca madre

Apendices 111

Técnicas para evaluación y monitoreo del estado de los humedales y otros ecosistemas acuáticos Francisco J. Abarca*

Introducción La necesidad de detectar los cambios que ocurren en el medio ambiente, causados de manera natural o por la actividad humana, se ha incrementado drásticamente en los últimos 50 años. Con el crecimiento de las fronteras urbanas, agrícola-ganaderas, forestales, pesqueras, mineras e industriales, hemos pasado de una época en la cual era posible localizar la fuente principal de contaminación o disturbio en un tiempo razonablemente corto, a una en la que los efectos de cambio pueden sentirse o detectarse a miles de kilómetros de distancia del lugar de origen y con consecuencias significativas a través de generaciones (calentamiento global, desertificación, lluvia ácida, especies invasoras, entre otros). Las sinergias entre los factores naturales y artificiales, autóctonos o externos, o entre los bióticos y abióticos, aunadas a los costos cada vez mayores, hacen que los programas de monitoreo ecológico requieran una mejor planeación, ejecución, análisis, almacenamiento de datos y comunicación a los usuarios y autoridades de cada país o región.

* Arizona Game and Fish Department, 2221. West Greenway Road, Phoenix, Arizona 85023. Correo-e: [email protected].

El tema de monitoreo ecológico ha sido abordado por numerosos autores en diferentes áreas geográficas y con distintos enfoques (Spellberg, 1991; Chapman, 1992; Loeb y Spacie, 1994; Mudrock y MacKnight, 1994; Asociación Americana de Salud Pública — APHA por sus siglas en inglés— 1995; Díaz et al., 1995; López y Guzmán, 1995; Shear, 1995; Bain y Stevenson, 1999; De la Lanza, 2000; Environmental Protection Agency —EPA por sus siglas en inglés— 2002a; Attrill, 2002). En la mayoría de los casos, el monitoreo ecológico se ha concentrado en medir la calidad ambiental en aire y agua. Sin embargo, en materia de humedales, los esfuerzos serios por establecer lineamientos y directrices para programas de monitoreo han sido relativamente recientes (Convención Ramsar 1995, 1996, 2004 y 2005). Más aún, hasta hace poco se ha cambiado el enfoque de medir meramente la calidad de agua por uno que mida la integridad ecológica del humedal. El propósito de este capítulo es ofrecer de manera práctica una orientación a los manejadores y administradores de humedales en México sobre el proceso de planeación e implementación de programas de monitoreo básicos. Dada la diversidad en climas, zonas fisiográficas y condiciones geológicas que existen en México y que reflejan la variedad y complejidad de los humedales en el país, no es posible cubrir en Técnicas para evaluación y monitoreo 113

una sola obra todas las variantes y situaciones que pueden presentarse al monitorear estos sistemas. Sin embargo, se espera que las ideas aquí presentadas sean útiles para la reflexión y consideradas para el diseño e implementación de programas efectivos de monitoreo de humedales en México. Para fines de este capítulo, se usa el término humedal conforme a la Convención de Ramsar. La información contenida en este documento procede de experiencias propias manejando y evaluando humedales interiores y costeros y también se basa en el Manual de conservación y manejo de los humedales de México, coeditado por F. J. Abarca y M. Herzig (2002).

Definición y tipos de monitoreo Spellerberg (1991) define el monitoreo como “las observaciones sistemáticas de parámetros relacionados con un problema específico, diseñadas de tal manera que nos provean información sobre las características del problema a tratar y sus cambios a lo largo del tiempo”.

En una acepción más restringida, Shear (1995) menciona que monitoreo es “la colección, análisis e interpretación rutinaria de datos físicos, químicos y biológicos en un sitio definido, a lo largo de un período dado y con una frecuencia de muestreo establecido”. Por su parte, Roni (2005) lo define como “la evaluación sistemática de algo, con el propósito de colectar datos para responder a objetivos específicos”. Puesto de manera más sencilla, el monitoreo es determinar qué está cambiando y por qué. En ecología se usa el término monitoreo como sinónimo de las acciones para detectar un cambio en los parámetros físicos, químicos o biológicos. MacDonald et al. (1991) y Roni (2005) definen varios tipos de monitoreo de humedales (Tabla 1). El uso de los términos “inventariado”, “evaluación” y “monitoreo” es a veces confuso por la manera en que muchos autores lo utilizan. Por ejemplo, lo que los autores anteriores llaman “Monitoreo base”, puede también llamarse “inventariado”, o bien “Monitoreo del estado o condición” prácticamente es lo mismo que decir “evaluación”. Más aún, el monitoreo en un sentido riguroso debe responder a objetivos muy

Tabla 1. Tipos de monitoreo de humedales Tipo Monitoreo base

Monitoreo del estado o condición Monitoreo de la tendencia

Monitoreo de implementación (administrativo) Monitoreo de la efectividad de una acción Validación (investigación)

114 Evaluación y seguimiento

Descripción

Ejemplos

Caracterización de la biota existente y de las condiciones físicas y químicas para propósitos de planeación o comparación futura. Caracterización de la condición (variabilidad espacial) de los atributos físicos o biológicos en un área dada. Evaluación de los cambios en la biota o las condiciones del ecosistema a través del tiempo. Evaluación si el proyecto fue implementado como se planeó.

Presencia-ausencia de peces, su distribución, entre otros.

Evaluación para saber si las acciones tuvieron el efecto esperado en una cuenca, procesos físicos o en el hábitat. Evaluación sobre si la hipótesis es válida respecto a la relación causa-efecto entre las acciones de restauración y la respuesta obtenida (física, química o biológica).

Abundancia de peces, en un tiempo dado y en una cuenca específica. Tendencias temporales en la abundancia de peces. ¿El responsable del proyecto plantó el número y tamaño de plantas como lo marca el plan? ¿Se incrementó el área de un represa?

¿El cambio en el área de la represa condujo al cambio deseado en la comunidad de peces o su abundancia?

claros, y frecuentemente puede incluir la formulación de una hipótesis, por lo que en estos casos las distinciones entre monitoreo e investigación no son del todo claras.

Entender el concepto programa de monitoreo como un proceso Las razones por las que se establece un programa de monitoreo son muy diversas; algunas de ellas obedecen a motivos con fines científicos, regulatorios, de demanda social, o por el posible efecto en la salud humana. El concepto de monitoreo no debe entenderse como una mera actividad repetitiva por sí sola, sino como un proceso con propósitos y objetivos específicos y con mecanismos de análisis y retroalimentación que permitan mejorar y adaptar este proceso a las necesidades futuras (Spellberg, 1991). Estos componentes de retroalimentación y ajuste también se conocen como manejo adaptativo. Los elementos esenciales en un monitoreo son los que se muestran en la Figura 1.

A este esquema podemos adicionar dos pasos más, elaboración de reporte y comunicación de resultados, los cuales también pueden servir para una retroalimentación que pueda mejorar el proceso de monitoreo. Aunque no aparece de manera explícita, en el esquema anterior el análisis de resultados incluye el adecuado almacenamiento de las bases de datos producto del monitoreo. En todo momento debe existir un mecanismo y persona encargada del control de calidad, tanto de los protocolos de monitoreo como de la información que se incluya en la base de datos. No está de más resaltar la necesidad de establecer objetivos claros, ya que no hacerlo tendrá consecuencias graves en todo el proceso, incluyendo el costo del monitoreo, el protocolo y la cantidad de datos obtenidos. Con frecuencia existe la concepción errónea de que mientras más datos se tengan, mejor. Si la cantidad de datos no obedece al propósito y objetivos del monitoreo, entonces su obtención será un desperdicio de esfuerzo, tiempo y dinero.

Figura 1. Elementos fundamentales del monitoreo

Técnicas para evaluación y monitoreo 115

Idealmente, el monitoreo de humedales debe estar enmarcado en un programa interdisciplinario, en el cual se reconozcan las fronteras y limitaciones del tipo de actividades y resultados que los administradores y manejadores de recursos naturales, investigadores y el público en general pueden obtener. Dependiendo del tipo de hábitat de que se trate, el monitoreo de humedales debe incluir un equipo de profesionistas en diferentes campos de la ciencia y la gestión como: § § § § § § § § §

Limnología/oceanografía Biología y ecología de comunidades vegetales, animales y microorganismos Análisis fisicoquímicos Computación, bases de datos y sistemas de información geográfica Estadística/sociología/economía Leyes, reglamentos y normas, planes y ordenamientos regionales Manejo integral de cuencas/manejo integral costero Hidrología/hidráulica/aguas subterráneas Planeación y comunicación

Monitoreo y cuencas hidrológicas Para diseñar un programa de monitoreo necesitamos entender la estructura y función a escala de la cuenca correspondiente, así como las actividades humanas que la afectan y que determinan el “estado de salud” de la misma. Las cuencas hidrológicas son dinámicas y muestran grandes variaciones temporales y espaciales. Las cuencas presentan períodos naturales de perturbación, como pueden ser inundaciones, sequías o fuegos, que pueden alterar la estructura del hábitat y establecer un nuevo equilibrio dentro de la cuenca. Las actividades humanas frecuentemente afectan también a cada cuenca, en formas a veces muy complejas y sinérgicas. Un buen programa de monitoreo (y restauración) necesita distinguir entre los procesos naturales y aquellos causados por el hombre. Los procesos ecológicos en una cuenca operan a diversas escalas y dimensiones. Ward (1989) propuso cuatro dimensiones en los sistemas de ríos y la conexión de éstas a escala de paisaje: 116 Evaluación y seguimiento

1) Longitudinal: aquélla que se considera en dirección ya sea río abajo o río arriba. 2) Lateral: aquélla en dirección hacia la planicie de inundación y tierras arriba. 3) Vertical: aquélla que va desde el subsuelo (manto freático) hacia las zonas ribereñas. 4) Temporal: aquélla que ocurre a lo largo del tiempo, afectando a las tres primeras. Como resultado de las acciones antropogénicas, en muchas cuencas varias de estas dimensiones se han perdido o modificado. La conectividad espacial y temporal debe conservarse (o restaurarse) para mantener un sistema saludable y productivo.

Inventariado, evaluación y monitoreo Idealmente, los monitoreos parten de una serie de datos previos que han caracterizado al humedal en sus aspectos básicos, de tal manera que se puedan comparar las condiciones de cambio actuales con las originalmente obtenidas en muestreos base o inventariados. Sin embargo, la situación sobre inventariados, clasificaciones y programas de monitoreo entre los tres países de Norteamérica es muy desigual (Davidson et al., 1999). Warner (2002) señala que las clasificaciones de humedales sirven para cuatro propósitos básicos: 1) a los especialistas y a los principiantes proporcionarles en la materia, un marco de referencia taxonómico y terminológico de fácil comprensión acerca de los conceptos relacionados con dichos ecosistemas; 2) ofrecer un punto de partida para definir y reconocer a los humedales en el paisaje; 3) contener los términos comunes y los estándares requeridos para los inventarios de humedales, su cartografía y la regionalización de las zonas de humedal; y 4) ordenar a los humedales en un sistema de fácil acceso para propósitos científicos, legislativos, de manejo y conservación (Mitsch y Goselink, 2000; Scott y Jones, 1995).

Situación en los Estados Unidos de América En el caso de los Estados Unidos de América, la información sobre inventariado de humedales ha sido completada casi en su totalidad para cada estado. La

agencia de gobierno encargada de coordinar la tarea nacional es el U.S. Fish and Wildlife Service (USFWS) el cual tiene información estandarizada por estado que incluye, entre otras cosas, descripción de los humedales, tipos, función, valor, distribución, forma, jurisdicción y estado de la conservación del lugar. El sistema oficial de clasificación de humedales de los EE.UU. es el desarrollado por Cowardin et al. (1979), que tiene como propósito asignar un tipo de humedal a una categoría específica dentro de un sistema jerárquico, basado en interpretación de fotografía aérea y/o de observaciones a nivel de campo. Este sistema incorpora el concepto de “aguas profundas” a fin de diferenciarlo del concepto “humedales”. Además, el grado de consistencia y objetividad alcanzado con este sistema es muy alto, lo cual permite a cualquier persona, con cierta experiencia en este tema, proponer la misma asignación que un experto en humedales. La ventaja de utilizar este sistema de clasificación es su aplicación generalizada en cualquier sistema y su posible regionalización de acuerdo con las características específicas. La desventaja de este sistema es la cantidad de trabajo y costo involucrado y la dificultad del uso práctico de la terminología para el público en general y, en algunos casos, incluso para la parte administrativa encargada del recurso. El sistema de clasificación de Cowardin et al. (1979) define cinco grandes sistemas (marino, estuarino, fluvial, lacustre y palustre) bajo una estructura jerárquica de acuerdo con las siguientes definiciones: 1. Marino. Océano abierto sobre la plataforma continental. 2. Estuarino. Ambiente mareal, profundos o someros, con acceso al mar de manera esporádica o parcialmente obstruido, y que por lo menos ocasionalmente recibe escurrimientos de agua dulce. 3. Fluvial (riverine). Ambiente contenido dentro de un canal más o menos profundo, con dos condiciones: la salinidad no debe exceder 0.5 ppm y no incluye humedales dominados por árboles, arbustos o emergentes perennes. 4. Lacustre. Humedal situado en una depresión topográfica (canal o depresión represada), cuya vegetación arbórea, arbustiva o de emergentes perennes no cubra más del 30% del área, y que

tenga una superficie total mayor a 8 hectáreas. Se incluyen en esta categoría los menores de 8 ha cuando la parte más profunda exceda los 2 m (durante el período de aguas más bajas) o cuando exista un litoral activo formado por el oleaje como límite del humedal. 5. Palustre. Humedal que no recibe la influencia de las mareas, dominado por árboles, arbustos y/o emergentes perennes. También se incluyen en esta categoría los humedales que no tienen una cubierta de vegetación como la descrita, pero que presentan todas las características siguientes: su área es menor de 8 ha, la profundidad mayor es menor de 2 m, no tienen un litoral activo formado por el oleaje y su afectación por el régimen de mareas no debe producir una salinidad mayor a 0.5 ppm. De esta categorización general se pasa a subsistemas, clases, subclases y tipos. También, es posible determinar los límites entre uno y otro sistema y describir sus características en cuanto al tipo de plantas (hidrófitas), sustrato y frecuencia de inundación, a fin de poderlos diferenciar tipológicamente. Una vez alcanzado el nivel de tipos, el usuario puede incluir categorías secundarias que describan con mayor precisión el tipo de vegetación, la química del agua, origen (natural o artificial) o algún otro dato de referencia que sea conveniente. De esta manera, este sistema puede llegar a tener más de 100,000 combinaciones diferentes para describir a los humedales. Es importante entender que este sistema no está diseñado para representar las diferencias entre humedales que pueden estar en términos de su función, es decir, como importadores o importadores/exportadores de energía. Esta función puede estar asociada a otros indicadores del hábitat como son el tamaño y forma de la cuenca, la posición y condición con respecto a otros humedales, usos de la tierra, tipos de paisajes alrededor y gradientes ecológicos (WWF, 1992).

La situación en Canadá Aunque Canadá tiene un gran porcentaje de los humedales del mundo, no existe un inventariado nacional debido al gran tamaño que tiene el país y a Técnicas para evaluación y monitoreo 117

lo inaccesible de muchas áreas, sobre todo en el norte. Sin embargo, en el ámbito regional y provincial existe gran cantidad de información, no así para los territorios. En Canadá, las provincias y las organizaciones no gubernamentales son los principales actores para sostener este esfuerzo de inventariado. Canadá tiene una muy buena catalogación de sitios de importancia para las aves acuáticas migratorias, y cuenta con un sistema de clasificación mucho más simplificado que los EE.UU. El sistema de clasificación de humedales canadiense contiene tres niveles jerárquicos: 1) clase, 2) forma, y 3) tipo (Warner y Rubec, 1997). Hay cinco clases reconocidas para este sistema; y están basadas en el desarrollo y origen del humedal: 1. 2. 3. 4. 5.

Turbera (bog) Turbera minerotrófica (fen) Pantano (swamp) Marismas/Ciénagas (marsh) Aguas someras (shallow waters)

Cada clase se subdivide a su vez en formas (75 en total), las cuales se diferencian con base en la morfología y los patrones de superficie, el tipo de agua y la naturaleza del suelo mineral o la roca madre subyacentes. Por último, las clases se subdividen en tipos, que se diferencian con base en la estructura de la vegetación. Pueden encontrarse detalles adicionales acerca de la clasificación de humedales del Canadá en el trabajo del Grupo nacional de trabajo sobre humedales (Nacional Wetlands Working Group, 1988) y en Warner y Rubec (1997). El sistema de Cowardin et al. tiene una aplicación limitada en Canadá, ya que la mayoría de los humedales en ese país son turberas y, de acuerdo con Zoltai (1995), el sistema en los EE.UU. está diseñado para humedales que no son predominantemente turberas, de tal manera que 96% de los humedales del Canadá corresponderían a la categoría de sistemas palustres, dejando poco espacio para la diferenciación de clases.

La situación en México En el caso de México la información es altamente fragmentada y no se cuenta aún con un inventariado nacional, aunque recientemente se ha iniciado un pro118 Evaluación y seguimiento

ceso de planeación para llevar a cabo un inventariado nacional de humedales con la participación de la Conafor, Conanp, CNA, Conabio, INE, instituciones académicas y expertos del país. A nivel nacional, vale la pena mencionar el esfuerzo que instituciones como el Instituto Mexicano de Tecnología del Agua (IMTA), diversas gerencias de la misma CNA y, más recientemente, la CONANP (impulsando fuertemente la designación de sitios Ramsar en México), han realizado por caracterizar e inventariar los cuerpos de agua interiores y costeros de México (CNA, 1998, 1998b y 2005; De la Lanza, 2002). A nivel regional, Ducks Unlimited de México A.C. (DUMAC) ha realizado una importante labor de liderazgo en las labores de inventario y clasificación de humedales en varias partes del país. La primera publicación de esta serie Inventario y clasificación de humedales en México: Parte I (Carrera y de la Fuente, 2003) ya está disponible y corresponde al noroeste del país (www.dumac.org). De igual manera, es importante resaltar los trabajos del Instituto de Ecología A.C. y Pronatura A.C. en sus capítulos Chiapas, Noreste, Noroeste, Yucatán, Veracruz, Conservación Internacional, ENDESU, Proesteros, y el mismo USFWS para el inventariado de ciertos humedales de importancia internacional y, sobre todo, como sitios de invernación para aves acuáticas migratorias. En muchos casos, estos esfuerzos han sido posibles gracias al apoyo financiero otorgado por el Acta de conservación de humedales de Norteamérica, (NAWCA por sus siglas en inglés) la cual fue creada en 1989 para dar apoyo al cumplimiento de los objetivos del Plan norteamericano de aves acuáticas migratorias (NAWMP por sus siglas en inglés), establecido en 1989 y del cual México es un socio activo desde 1994. Bajo otro esquema, la Red hemisférica de sitios para aves playeras (WHSRN por sus siglas en inglés) también ha contribuido a la caracterización de varios humedales importantes en México (www.whsrn.org). En cuestión de programas de monitoreo de ecosistemas acuáticos, es importante resaltar el esfuerzo de grupos de trabajo de la Universidad Nacional Autónoma de México, la Universidad Autónoma Metropolitana-Iztapalapa, el Instituto Politécnico Nacional, el Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste y la propia Comisión Nacional

del Agua, a través del Instituto Mexicano de Tecnología del Agua (IMTA) (Díaz y Soto, 1995; López y Guzmán, 1995; De la Lanza, 2002). Lot y Novelo (1990) y Olmsted (1993) han aportado los intentos más serios para sintetizar lo que se conoce de los tipos de humedales mexicanos. Estas publicaciones dejan en claro que la mayor atención se ha concentrado a lo largo de los humedales costeros. Olmsted (1993) hizo uno de los primeros intentos por utilizar sistema de Cowardin et al. (1979) para los humedales de México. Olmsted (1993) modifica el sistema de Cowardin et al. (1979) para adecuarlo a las condiciones de los humedales del sureste de México. En este caso, los sistemas asociados con cursos fluviales son incluidos en la categoría de estuarinos y palustres, argumentando que no existe una descripción de ríos en la literatura disponible que contenga los elementos de Cowardin et al. Sin embargo, para aplicar en México este sistema al nivel de subclases y tipos y particularmente a las condiciones de la Península de Yucatán, será necesario realizar adecuaciones con base en una información más específica de los humedales del país, la cual aún no se encuentra disponible. Un aspecto poco desarrollado en México es promover la participación comunitaria y voluntaria de personas que, sin tener una preparación profesional pero con un interés muy fuerte por la conservación del medio ambiente, pueden contribuir a lograr los programas de monitoreo. Tanto en los EE.UU. como en Canadá existen redes y programas bien establecidos para diferentes regiones, con metodologías estándar y relativamente sencillas, que el ciudadano común puede entender y aplicar de manera adecuada. Hay que considerar que el tipo de datos que colecta una persona en estas circunstancias puede tener validez científica, siempre y cuando exista la participación de una persona o grupo con el entrenamiento y educación adecuados, para asegurar que se sigan los protocolos y que exista un control de calidad durante el proceso. Estas redes de monitoreo voluntario pueden funcionar como un esfuerzo de “alerta temprana” de la salud del sistema e incrementan el esfuerzo y cobertura de algún programa de monitoreo que, de otra manera, las instituciones académicas o dependencias gubernamentales no podrían cubrir. Hoy en día existen aparatos de toma

de datos y equipo práctico de análisis de agua, económicamente muy accesibles, lo que permite que estos programas sean mucho más viables que hace 10 ó 20 años. A largo plazo, los beneficios de la participación ciudadana se traducen en la aportación en especie (tiempo de cada persona), que representa miles de pesos, y mantiene el interés por conservar los recursos acuáticos de los cuales depende la sociedad.

Consideraciones generales sobre inventariado, evaluación y monitoreo, recomendadas por la Convención Ramsar Desde el año 2002, el Grupo de Examen Científico y Técnico (GECT) de la Convención Ramsar ha venido desarrollado importantes recomendaciones y directrices para que los países miembros puedan entender la relación, así como la diferencia que existe entre los conceptos y procesos de evaluación rápida, inventariado, evaluación y monitoreo. Por lo tanto, aquí se incluyen los aspectos más relevantes de estas definiciones y recomendaciones, algunas de ellas discutidas durante la Conferencia de las Partes de la Convención en noviembre del 2005. Para mayor información y actualización, se recomienda consultar la página de Ramsar en internet (www.ramsar.org). Evaluación rápida: una evaluación sinóptica, que a menudo se lleva a cabo de manera urgente, en el menor tiempo posible, para producir resultados aplicables y fiables, con un propósito definido. Inventario: recolección y/o reunión de información básica para la gestión de los humedales, incluido el establecimiento de una base de información para actividades de evaluación y monitoreo específicas. Evaluación: determinación del estado de los humedales y de las amenazas que pesan sobre ellos, como base para reunir información más específica mediante actividades de monitoreo. Monitoreo: reunión de información específica a largo plazo, atendiendo a hipótesis derivadas de actividades de evaluación, y aplicación de estos resultados de monitoreo a las actividades de gestión. Para lograr la conservación y el uso racional de los humedales, en línea con los compromisos delineados en la Convención de Ramsar, se necesita: Técnicas para evaluación y monitoreo 119

a) Establecer la ubicación y las características ecológicas de los humedales (inventario de referencia); b) evaluar el estado y las tendencias de los humedales y las amenazas que enfrentan (evaluación); c) monitorear el estado y las tendencias, incluida la identificación de disminuciones en las amenazas existentes y la aparición de nuevas (monitoreo), y d) emprender acciones (tanto in situ como ex situ) para corregir los cambios que provocan o pueden provocar cambios en las características ecológicas (manejo). El criterio y el alcance de las actividades de inventario, evaluación y monitoreo, como componentes separados del proceso de manejo, son sustancialmente diferentes, pero en los proyectos de ejecución no siempre se los distingue correctamente. Es importante señalar que la información necesaria para el inventario y el monitoreo de humedales es diferente. Si bien el inventario de los humedales sienta las bases para guiar la preparación de una evaluación y un monitoreo adecuados, la mera repetición de los inventarios en plazos determinados no necesariamente constituye un monitoreo. Esencialmente, el inventario (de referencia) de humedales se utiliza para reunir información que describa las características ecológicas de los humedales; la evaluación considera las presiones y los riesgos conexos de los cambios negativos en las características ecológicas; y el monitoreo, que puede incluir tanto estudios como reconocimiento, brinda información sobre la cuantía de los cambios. Las tres son actividades de reunión de datos importantes e interactivas, que se deben considerar elementos vinculados de este marco integrado general que, cuando se pone en práctica, permite identificar los rasgos fundamentales de los humedales. Tomadas en conjunto, proporcionan los datos necesarios para formular estrategias e intervenciones normativas y de manejo para mantener el carácter definido del ecosistema de humedales y, por tanto, los servicios de los ecosistemas (Ramsar, 2005). Sin embargo, en la práctica es difícil establecer una distinción entre inventario y evaluación, y en muchos proyectos y actividades descritas como inventario de 120 Evaluación y seguimiento

humedales se incluyen también elementos propios de la evaluación del estado en que se encuentran estas áreas y las presiones y amenazas de que son objeto. La evaluación de humedales, así como el inventario y el monitoreo, se pueden llevar a cabo a escalas espaciales distintas, utilizando (diferentes) técnicas adecuadas para cada uno. Siempre que sea posible, se debe elaborar y realizar un programa integrado del inventario, la evaluación y el monitoreo, orientados hacia una única escala (la que resulte apropiada). Esto se podrá conseguir cuando se planifique y lleve a cabo un análisis integrado que englobe los componentes del inventario, la evaluación y el monitoreo. Sin embargo, estos componentes normalmente se planifican o se abordan de forma separada. La evaluación se debería realizar a una escala que sea compatible con la escala de la información contenida en el inventario de los humedales. El monitoreo posterior también debería llevarse a cabo a una escala compatible con la de la evaluación. Dado que hablamos de una evaluación y/o monitoreo, se supone que queremos evaluar algún cambio en uno o más de los siguientes componentes del sistema (Ramsar, 1996): •

•

•

Los atributos de un humedal incluyen: diversidad biológica así como características culturales y patrimoniales únicas. Estos atributos pueden conducir a ciertos usos o a la obtención de productos particulares, pero también pueden tener una importancia intrínseca y no cuantificable. Los procesos son cambios o reacciones que tienen lugar de forma natural en los ecosistemas de humedales. Pueden ser físicos, químicos o biológicos. Las funciones son actividades o acciones de mayor nivel, que tienen lugar de forma natural en los humedales como resultado de las interacciones entre la estructura y los procesos del ecosistema. Las funciones abarcan acciones como la regulación de las crecidas; la retención de nutrientes, sedimentos y contaminantes; el mantener la cadena trófica; la estabilización de orillas y control de la erosión; la protección contra las tormentas y la estabilización de las condiciones climáticas locales, en particular la lluvia y la temperatura.

•

•

Los valores son los beneficios percibidos por la sociedad, tanto directos como indirectos, que resultan de las funciones de los humedales. Estos valores incluyen el bienestar humano, la calidad ambiental y el albergar vida silvestre. Los productos generados por los humedales incluyen: recursos de vida silvestre, pesca, recursos forestales, forrajes, recursos agrícolas, y abastecimiento de agua. Estos productos son generados por las interacciones entre los componentes biológicos, químicos y físicos del humedal.

En su Resolución 6.1, la Convención Ramsar propone un diagrama descriptivo (Tabla 2) para establecer un programa de monitoreo de un humedal. Este diagrama no es una receta obligatoria para ningún programa de este tipo. Simplemente establece una serie de pasos, en secuencia lógica, que pueden ser utilizados y adaptados por manejadores/administradores y planificadores de humedales, que trabajan junto con los usuarios y manejadores locales, para diseñar un programa de monitoreo basado en sus circunstancias y necesidades particulares. Bajo este esquema, es necesaria la retroalimentación, de modo que haga posible la evaluación de la efectividad del programa de monitoreo para el logro de sus objetivos.

Nociones básicas sobre los parámetros fisicoquímicos En México, la calidad del agua se monitorea de manera sistemática desde 1973 a través de la Red Nacional de Monitoreo (RNMCA) de la CNA, en aguas superficiales epicontinentales, costeras y subterráneas. Para cumplir con los objetivos de diseño, la RNMCA ha establecido en los principales cuerpos de agua y en las principales zonas de impacto sobre el recurso diferentes componentes. En el año 2004, la RNMCA contaba en su red primaria con 379 estaciones permanentes, de las cuales 210 se ubicaban en cuerpos de agua superficiales, 42 en zonas costeras y 127 en acuíferos. En la red secundaria (control de la contaminación) se tenían 283 estaciones semifijas o móviles, de las cuales 232 estaban localizadas en aguas superficiales, 21 en zonas costeras y 30 en aguas subterráneas. Los estudios especiales (componente específico) tienen

208 estaciones para este año, de las cuales 85 estaban localizadas en aguas superficiales, 47 en zonas costeras y 76 en aguas subterráneas. Finalmente, la red de referencia (naturaleza geohidrológica de los acuíferos) contaba con 117 sitios (CNA, 2005). Además de los parámetros fisicoquímicos, la CNA realizó en el 2004 un monitoreo biológico (índice de diversidad con organismos bentónicos) en 6 gerencias regionales de la CNA, con un total de 135 muestreos. Como una herramienta para evaluar la calidad del agua, se ha calculado el Índice de Calidad del Agua (ICA). El ICA se calcula a partir de una ponderación de 18 parámetros físicoquímicos, entre los que se encuentran la demanda bioquímica de oxígeno (DBO), oxígeno disuelto, coliformes, fosfatos, pH, sólidos suspendidos, etc. El índice toma valores en una escala de 0 a 100% conforme la siguiente clasificación: § § § § §

ICA mayor a 90: Excelente ICA mayor a 70 y menor o igual a 90: Aceptable ICA mayor a 50 y menor o igual a 70: Contaminada ICA mayor a 20 y menor o igual a 50: Fuertemente contaminada ICA menor o igual a 20: Inaceptable

Para mayor información sobre cómo calcular el ICA, se recomienda consultar la página web de la CNA (www.cna.gob.mx). Una de las mayores preocupaciones de los gobiernos de todo el mundo es el efecto de eutrofización, que es el proceso de acumulación de nutrientes, sedimentos y material orgánica provenientes de la cuenca hidrológica, principalmente provocado por acciones humanas sin control. Este proceso involucra cambios físicos y químicos en las aguas, por lo cual deben medirse factores fisicoquímicos relevantes. Para entender mejor los parámetros fisicoquímicos comúnmente utilizados en la evaluación de la calidad del agua, describiremos brevemente cuáles son y su importancia para el ecosistema o su posible efecto en el ser humano. Vale la pena remarcar que esta descripción básica está enfocada hacia un programa de monitoreo de calidad de agua y no incluye todos los parámetros que en un momento el manejador de humedales necesitara para desarrollar un monitoreo Técnicas para evaluación y monitoreo 121

Tabla 2. Diagrama descriptivo con los componentes necesarios para establecer un programa de monitoreo de un humedal (Ramsar, 2005) Componente

Descripción del propósito y consideraciones de cada componente

Descripción

§

Definir claramente el problema sin ambigüedades.

del problema

§

Indicar el alcance conocido del problema/cuestión y su causa más probable.

§

Identificar la situación básica original o de referencia.

§

Sirve de base para la recopilación de la información.

§

Debe ser posible lograrlo en un plazo razonable.

§

Supuesto que permite comprobar la validez de los objetivos.

§

Sirve de fundamento para el objetivo propuesto y puede ser comprobada.

§

Son específicos, según el problema que se plantee, y proporcionan la información que

Objetivo Hipótesis Métodos y variables

permite comprobar la hipótesis. §

Permiten detectar la presencia de cambios y evaluar su importancia.

§

Permiten identificar o aclarar la causa del cambio.

Viabilidad/

§

Establecer si el monitoreo puede realizarse, o no, de forma periódica y continua.

efectividad de costos

§

Evaluar los factores que influyen en la labor de muestreo: disponibilidad de personal capacitado; acceso a los lugares de muestreo; disponibilidad y fiabilidad de equipo especializado; medios para analizar e interpretar los datos; utilidad de los datos y la información; medios para informar a tiempo.

§

Establecer si los costos para la compilación y análisis de datos pueden ser cubiertos por el presupuesto establecido.

Estudio piloto

Muestreo

§

Tiempo necesario para comprobar y afinar el método y el equipo especializado.

§

Evaluar las necesidades de capacitación del personal.

§

Confirmar los medios de análisis e interpretación de los datos.

§

El personal debe conocer todas las técnicas de muestreo.

§

Todas las muestras deben estar documentadas: fecha y localización; nombre del personal; métodos de muestreo; equipo utilizado; medios de almacenamiento o transporte; cualquier modificación de los métodos.

§

Las muestras deben ser examinadas en un plazo adecuado y todos los datos deben estar documentados: fecha y localización; nombres del personal; métodos de muestreo; equipo utilizado; medios de almacenamiento o transporte; y cualquier cambio en los métodos.

§

El muestreo y el análisis de los datos deben realizarse con métodos rigurosos y comprobados científicamente.

Análisis

§

Los análisis deben estar documentados: fecha y lugar (o límites del área de muestreo); nombres del personal que realizó los análisis; métodos utilizados; equipo utilizado; métodos de almacenamiento de datos.

Informes

§

Interpretar y dar a conocer todos los resultados en un tiempo y con un costo adecuados.

§

El informe debe ser conciso e indicar si los resultados apoyan la hipótesis o no.

§

El informe debe contener recomendaciones sobre medidas para el manejo/gestión, incluyendo nuevo monitoreo.

122 Evaluación y seguimiento

más completo, el cual también pudiera incluir a las comunidades biológicas. Para mayor información sobre los conceptos, técnicas, procedimientos e interpretación de los parámetros fisicoquímicos, se recomienda consultar Chapman (1992), APHA (1995), Bain y Stevenson (1999), De la Lanza (2002) y Luna et al. (2004). Para el caso de los biomonitoreos, Loeb y Spacie (1994), De la Lanza (2000), Attrill (2002) y EPA (2002a, b, c, d, e, f, g, h) y Pérez Munguía et al. (en este volumen).

Temperatura Muchos factores afectan directamente la temperatura del agua, pero entre los principales tenemos la ubicación geográfica del cuerpo de agua (en regiones templadas, tropicales o subtropicales) y la estación del año. Es de esperarse que un cuerpo de agua localizado en regiones templadas pudiera tener variaciones más amplias a lo largo del año que aquellos ubicados en regiones tropicales donde las variaciones de temperatura son más estrechas. En zonas costeras de México los máximos alcanzan usualmente valores por arriba de los 32 ºC en el agua. La temperatura promedio de un cuerpo de agua costero presenta un incremento en la medida de su ubicación hacia el sur del país (Contreras, 2002). En cuerpos de agua lo suficientemente profundos se presenta una mayor probabilidad de estratificación de temperaturas durante el verano, llamándosele epilimnion a la capa de agua superior, más cálida que la capa de abajo o hipolimnion, en la cual el agua tiene relativamente poco movimiento. Estas dos capas están separadas por una zona de transición llamada metalimnion. Mientras mayor sea la diferencia de temperatura entre las capas, más difícilmente se pueden mezclar sus aguas. A medida que pasa el año y ayudados por la acción del viento y la disminución de la temperatura, estas capas pueden llegar a circular. En algunos lagos, puede presentarse un período de estratificación más, durante el invierno, aunque en este caso la capa superior será más fría que la inferior. La temperatura afecta directamente muchos de los procesos biológicos y fisicoquímicos, incluyendo a los nutrientes que se encuentran en el agua. En especial, afecta la solubilidad de muchos elementos y principalmente el oxígeno disuelto. En condiciones normales, a

medida que aumenta la temperatura, la solubilidad del oxígeno es menor (Chapman, 1992; APHA, 1995).

Oxígeno disuelto Muchos autores señalan que la cantidad de oxígeno disuelto es una de la principales características para definir la salud del ecosistema (APHA, 1995). El oxígeno disuelto es vital para la mayoría de los organismos que viven en el agua. Algunas especies, como la trucha arco iris (Onchorhynchus mykiss) únicamente pueden vivir en condiciones de alta concentración de oxígeno, mientras que otras, como la carpa común, pueden tolerar concentraciones relativamente bajas o fluctuantes de este elemento. El oxígeno proviene del intercambio con la atmósfera y como producto de la fotosíntesis, llevada a cabo por las plantas acuáticas y algas. El oxígeno es usado durante la respiración, incluyendo en ello la de productores, consumidores y descomponedores. Es común observar variaciones diarias y estacionales en los valores de oxígeno en el agua. El oxígeno se mide en partes por millón (ppm) o su equivalente en miligramos por litro (mg/l) y esto puede hacerse con un oxímetro o fijando una muestra de agua para su posterior determinación (Chapman y Kimstach, 1992). El crecimiento descontrolado de algas y plantas acuáticas y la alta concentración de materia orgánica pueden afectar negativamente los niveles de oxígeno disuelto en el agua. Cuando estos niveles caen por debajo de 5.0 mg/L, la vida acuática corre riesgo. Al llegar a niveles menores a 2 mg/L los peces y muchos de los invertebrados sufrirán grandes mortalidades, al punto de alcanzar un cuerpo de agua condiciones de virtual anoxia. Debido a la elevada productividad primaria de los humedales costeros, normalmente se manifiesta una sobresaturación de este gas (Contreras, 2002). Los casos permanentes de anoxia se detectan en lugares o áreas aislados de la circulación general de la laguna o en el fondo de ésta (fenómeno más común en lagos). La disminución y/o falta de oxígeno se asocia también con áreas cercanas a manglares, en donde se presentan intensos procesos de descomposición de materia orgánica (véase Flores Verdugo et al., en este volumen).

Técnicas para evaluación y monitoreo 123

Demanda bioquímica de oxígeno La demanda bioquímica de oxígeno es una medida de la cantidad de oxígeno consumido en la degradación bioquímica de la materia orgánica mediante procesos biológicos aerobios (principalmente por bacterias y protozoarios). Representa, por tanto, una medida indirecta de la concentración de materia orgánica e inorgánica degradable o transformable biológicamente. Se utiliza para determinar la contaminación de las aguas. Cuando los niveles de la DBO son altos, los niveles de oxígeno disueltos serán bajos, ya que las bacterias están consumiendo ese oxígeno en gran cantidad. Al haber menos oxígeno disponible en el agua, los peces y otros organismos acuáticos tienen menor posibilidad de sobrevivir. Relacionado con la DBO, encontramos a la DBO5, que es la prueba en el laboratorio en el cual una muestra de agua se alimenta con bacteria y nutrientes, y se hace una incubación a una temperatura de 20°C durante 5 días en la oscuridad (APHA, 1995). El valor de DBO se determina comparando el valor de oxígeno disuelto (OD) de una muestra de agua tomada inmediatamente con el valor de la muestra incubada descrita anteriormente. La diferencia entre los dos valores de OD representa la cantidad de oxígeno requerido para la descomposición de material orgánico en la muestra

y es la mejor aproximación del nivel de la DBO. La DBO se mide en ppm o mg/L (Chapman y Kimstach, 1992; APHA, 1995; Bain, 1999). Los valores de DBO5, pueden interpretarse con base en la información de la Tabla 3 (CNA, 2005) .

DQO, demanda química de oxígeno Es la cantidad de oxígeno necesario para descomponer químicamente la materia orgánica e inorgánica. Se utiliza para medir la cantidad total de contaminantes orgánicos presentes en aguas residuales. Los valores de DQO5 pueden interpretarse con base en la información de la Tabla 4(CNA, 2005)

Potencial de hidrógeno (pH) El pH es una medida de la acidez o naturaleza básica (alcalina) de una solución. Es también una medida del balance de los iones de hidrógeno [H+] y los iones hidroxilo negativo [OH-] en el agua. Los valores de pH van de 0 a 14, considerándose neutral el valor de 7. El agua que contiene más iones de hidrógeno es ácida (valores menores a 7), mientras que el agua que tiene más iones hidroxilo es básica (valores mayores a 7). La escala de pH es una escala logarítmica de base 10, lo que significa que cada número sucesivo de pH

Tabla 3. Escala de clasificación de la calidad del agua, con base en la demanda bioquímica de oxígeno (DBO5) DBO

Criterio

Menor o igual a 3 mg/L Mayor a 3 mg/L y menor o igual a 6 mg/L Mayor de 6 mg/L y menor o igual a 30 mg/L

Excelente Buena calidad

Mayor de 30 mg/L y menor o igual a 120 mg/L Mayor de 120 mg/L

Contaminada

124 Evaluación y seguimiento

Aceptable

Fuertemente contaminada

Descripción No contaminada. Aguas superficiales con bajo contenido de materia orgánica biodegradable. Con indicio de contaminación. Aguas superficiales con capacidad de autodepuración o con descargas de aguas residuales tratadas biológicamente. Aguas superficiales con descargas de aguas residuales crudas, principalmente de origen municipal. Aguas superficiales con fuerte impacto de descargas de aguas residuales crudas municipales y no municipales.

Tabla 4. Escala de clasificación de la calidad del agua, con base en la demanda química de oxígeno (DQO) DQO

Criterio

Menor o igual a 10 mg/L Mayor a 10 mg/L y menor o igual a 20 mg/L Mayor de 20 mg/L y menor o igual a 40 mg/L

Excelente Buena calidad

Mayor de 40 mg/L y menor o igual a 200 mg/L Mayor de 200 mg/L

Contaminada

Aceptable

Fuertemente contaminada

es 10 veces mayor que el anterior. Un intervalo de pH de 6.0 a 9.0 parece brindar protección a la vida de los peces de agua dulce y a los invertebrados que habitan en el fondo. El impacto medio ambiental más significativo del pH comprende efectos sinérgicos (Chapman y Kimstach, 1992). La sinergia comprende la combinación de dos o más sustancias que producen efectos mayores a su simple adición. Este proceso es importante en aguas superficiales. El escurrimiento de áreas agrícolas, residenciales e industriales puede contener hierro, aluminio, amoniaco, mercurio u otros componentes. El pH del agua puede determinar los efectos tóxicos, si los hubiere, de estas sustancias. En el caso de sistemas costeros, Conteras (2002) señala que los valores de pH están dados por el intercambio de CO2 atmosférico y el agua, el cual genera ácido carbónico (H2CO3). La inestabilidad de este compuesto hace que forme sales, las cuales quedan disueltas en el agua como carbonatos (CO3-) y bicarbonatos (HCO3=) asociados a iones de carga positiva (Na+, K+, Ca++). Al existir un mayor número de compuestos de carga negativa se provoca que el pH, en el agua de mar, resulte levemente alcalina, presentando un valor promedio de 8.2 (Broecker, 1974). En cambio, el agua de origen continental tiende a valores neutros de 7.0; por lo anterior, se esperaría que los registros de pH naturales dentro de una laguna varíen en torno a ese último valor.

Descripción No contaminada Aguas superficiales con bajo contenido de materia orgánica biodegradable y no biodegradable Con indicio de contaminación. Aguas superficiales con capacidad de autodepuración o con descargas de aguas residuales tratadas biológicamente Aguas superficiales con descargas de aguas residuales crudas, principalmente de origen municipal Aguas superficiales con fuerte impacto de descargas de aguas residuales crudas municipales y no municipales

Las variaciones de pH hacia la alcalinidad (valores mayores de 8.5) se deben principalmente a la actividad de organismos que intervienen en el ciclo del CO2, tales como moluscos y bivalvos que, a su muerte, liberan cantidades significativas de carbonatos. Otra causa es la precipitación de CaCO3 a partir de suelos calcáreos y su resuspensión. En cambio los pH bajos (menores a 7) se localizan íntimamente relacionados con procesos de descomposición de materia orgánica y liberación de ácidos. La introducción de sustancias tóxicas provenientes de la industria generalmente hace bajar los valores de pH. Se han detectado valores bajos, cercanos a 5, frecuentemente asociados a desechos provenientes de actividades industriales. Las áreas anóxicas, que son el reflejo de extensiones aisladas de la circulación general de una laguna dada, son detectadas, junto con las de escasos contenidos de oxígeno disuelto, por sus valores bajos en el pH. Las extensiones cubiertas y asociadas a bosques de manglar comúnmente reflejan valores bajos, ocasionados principalmente por el contenido de ácidos húmicos disueltos en el agua, que provienen precisamente de esta vegetación. Estos ácidos son compuestos de peso molecular muy elevado por lo que su persistencia, aún en el océano, es considerable. Durante la época lluviosa, la presencia de una coloración oscura invade grandes extensiones lagunares que son transportadas hacia Técnicas para evaluación y monitoreo 125

el mar por el efecto mareal. De no ocurrir lo anterior, estos ácidos tenderían a permanecer dentro de la laguna propiciando la proliferación de bacterias y el consecuente agotamiento del oxígeno por los procesos de degradación a que son sometidos in situ (Contreras, 2002).

Sólidos totales disueltos Los sólidos totales disueltos son las sustancias que no pasan a través de un filtro de 0,45 micra pero que quedarán como residuo cuando el agua se evapora. La magnitud de TDS es la suma de los cationes, aniones y sílice disueltos en el agua. Existe una relación estrecha entre la cantidad de TDS y la conductividad eléctrica (la capacidad de una solución para conducir la corriente eléctrica). Mientras mayor sea el valor de la conductividad eléctrica (medida con un conductímetro), mayor será la cantidad de sales disueltas en el agua (Chapman y Kimstach, 1992). La conductividad eléctrica se puede expresar en diferentes unidades, pero la unidad más común es µS/cm (micro Siemens/ centímetro). De tal manera que se equiparan 30 µS/ cm de conductividad con 1 mg/L de sales disueltas totales. La segunda unidad más comúnmente usada es milimhos por centímetro (mhs/cm o mhos/cm), donde 1 mhs/cm es igual a 1,000 µS/cm. La temperatura del agua afectará a la conductividad eléctrica, de tal forma que su valor aumenta de 2 a 3% por cada grado Celsius de incremento.

Turbidez y transparencia La turbidez (o turbiedad) es una medida del grado en el cual el agua pierde su transparencia debido a la presencia de partículas en suspensión. Las algas, los sedimentos en suspensión (arcillas, limos, partículas de sílice) y la materia orgánica en el agua pueden aumentar la turbidez hasta niveles peligrosos para ciertos organismos (Chapman y Kimstach, 1992). La turbidez aumenta con la erosión de las orillas, con el crecimiento excesivo de las algas y con los cambios en el flujo del río. También crece por la actividad de algunos organismos bentívoros, que resuspenden los sedimentos (Lindig-Cisneros y Zambrano, en este volumen). Las partículas en suspensión dispersan la 126 Evaluación y seguimiento

luz, lo que provoca una disminución de la actividad fotosintética en plantas y algas, que trae como consecuencia una baja en la concentración de oxígeno. La turbidez se mide en unidades nefelométricas de turbidez (NTU). Para aguas potables, la turbidez no debe de pasar las 5 NTU. El instrumento usado para su medición es el nefelómetro o turbidímetro, que mide la intensidad de la luz dispersada, a 90 grados, cuando un rayo de luz pasa a través de una muestra de agua (Chapman y Kimstach, 1992). En cuerpos de agua lóticos podemos medir el inverso de la turbidez, o sea la transparencia, utilizando un disco Secchi (es un disco dividido en cuatro cuartos, dos blancos y dos negros) el cual se sumerge en el agua atado a una cuerda. La profundidad a la que el disco se pierde de vista, se usa como medida de la transparencia del cuerpo de agua. De manera más reciente, para medir transparencia en los cuerpos de agua lóticos, se utiliza el llamado tubo de transparencia, un tubo de plástico transparente de aproximadamente un metro de largo y 12 cm de diámetro, con un mini disco de Secchi adherido a un extremo y abierto del otro. La muestra de agua se vacía en el tubo y se deja escapar el agua por una manguera cerca del extremo que contiene el mini disco de Secchi, hasta que aparecen los colores del disco.

Alcalinidad Es la medida de la capacidad que presenta el agua como neutralizadora de ácidos. Esta característica depende de la concentración de carbonatos, bicarbonatos e hidróxidos, los cuales remueven los iones H+ y disminuyen la acidez del agua, es decir, aumentan el valor del pH. Medir la alcalinidad es importante para determinar la capacidad del agua de neutralizar los contaminantes ácidos provenientes de la lluvia o de los desechos municipales e industriales. La alcalinidad total se determina midiendo la cantidad de ácido (por ejemplo, ácido sulfúrico) que se requiere para llevar la muestra de agua a un valor de pH de 4.2. A este valor de pH, los compuestos alcalinos de la muestra de agua se han agotado. La alcalinidad se expresa en miligramos de carbonato cálcico equivalente por litro (mg CaCO3/L) (Chapman y Kimstach, 1992).

Nitratos El nitrógeno es uno de los elementos más abundantes. Es también uno de los dos nutrientes más importantes (el otro es el fósforo) para el crecimiento de algas y plantas acuáticas. El nitrógeno inorgánico puede existir en estado libre como un gas [N2], o como nitrato [NO3¯], nitrito [NO2¯], o amoniaco [NH3+]. El nitrógeno orgánico se encuentra en las proteínas y es continuamente reciclado por plantas y animales (Chapman y Kimstach, 1992; Bain, 1999). Muchas sustancias que llegan al agua contienen nitrógeno y actúan como nutrientes para la vida vegetal. Las reacciones de los nitratos [NO3¯] en el agua dulce pueden causar el agotamiento del oxígeno. En tal caso, los organismos acuáticos que dependen del suministro de oxígeno en el curso de agua morirán. Las principales rutas de ingreso de nitrógeno a las masas de agua son las aguas residuales de la industria y los municipios, tanques sépticos, descargas de corrales de engorda de ganado, residuos animales (incluyendo aves y peces) y descargas de la emisión de gases de vehículos. Las bacterias presentes en el agua rápidamente convierten los nitritos [NO2¯] en nitratos [NO3¯]. Para mayor detalle sobre el ciclo del nitrógeno en humedales se recomienda consultar Flores (2002). Los nitratos en el agua potable son medidos ya sea en términos de la cantidad de nitrógeno presente como de oxígeno. El estándar máximo aceptado para el nitrato en agua potable es de 10 mg/L nitrato-N, o 50 mg/L nitrato-NO3, cuando el oxígeno es medido a la vez que el nitrógeno. A menos que se especifique de otra forma, normalmente los niveles de nitrato se refieren solamente a la cantidad de nitrógeno presente, y el estándar normal, por lo tanto, es de 10 mg/L. En general, los peces empiezan a morir cuando los niveles alcanzan los 90 mg/L de nitratos en el agua. Existe una preocupación respecto al posible daño a la salud originado por concentraciones altas de nitratos ya que pueden provocar metahemoglobinemia, o “la enfermedad de los bebés azules” (excesiva conversión de hemoglobina a metahemoglobina, que es incapaz de enlazar y transportar oxígeno). Aunque los niveles de nitratos que afectan a los bebés no son peligrosos para niños mayores y adultos, sí indican la posible presencia de otros contaminantes más peligro-

sos procedentes de las residencias o de la agricultura, tales como bacterias o pesticidas. En ecosistemas costeros, todo parece indicar que las concentraciones normales para el amonio van de 5.0 a 10.00 microgramos-átomo por litro (µg-at/L) y de nitratos más nitritos de < 0.01 a 5.0 µg-at/L. El nitrógeno es considerado como el limitante en muchos ecosistemas costeros, debido a que la relación N:P es usualmente baja (en promedio de 6) (Contreras 2002).

Fosfatos El fósforo es uno de los elementos clave necesarios para el crecimiento de plantas y animales, y en forma elemental es muy tóxico. Los fosfatos [PO4–] se forman a partir de este elemento. Su presencia puede provenir de la separación de pesticidas orgánicos que contienen fosfatos. Pueden existir en solución, como partículas, como fragmentos sueltos, o en los cuerpos de organismos acuáticos. El agua de lluvia puede provocar que distintas cantidades de fosfatos se filtren de los suelos agrícolas a los cursos de agua próximos. El fosfato estimulará el crecimiento del plancton y de plantas acuáticas que proveen alimento para los peces. Este mayor crecimiento puede provocar un aumento en la población de peces y mejorar la calidad general del agua. Sin embargo, si un exceso de fosfato ingresa en el curso de agua, las algas y plantas acuáticas crecerán demasiado, llegando a saturar el curso de agua y a utilizar grandes cantidades de oxígeno. Para mayor detalle sobre el ciclo del fósforo en humedales se recomienda consultar Flores (2002). A diferencia de lo que sucede en los lagos interiores, donde el fósforo es considerado como el elemento limitante por excelencia, los sistemas costeros son levemente eutróficos debido principalmente a la presencia de cantidades significativas de fósforo (Contreras, 2002). La relación entre la clorofila a y el fósforo ha sido demostrada (Contreras y Kerekes, 1993). Las eventuales entradas de fósforo deben ser vigiladas estrictamente, aunque todo parece indicar que es el nitrógeno el principal causante de la eutrofización en sistemas costeros mexicanos. El valor normal para ortofosfatos (fosfatos inorgánicos) es de < 0.01 a 5.00 µg-at/L. Recientemente se ha comprobado que más Técnicas para evaluación y monitoreo 127

que la cantidad de nitrógeno o fósforo individual, es la relación entre ellos, conocida como relación N: P (Redfield et al., 1963), la causante de las peculiaridades de los procesos de productividad primaria y/o eutroficación (Rhee, 1978).

Clorofila a Este pigmento es usado para medir la potencialidad productiva del sistema, y también como un indicativo de la eutrofización (Carlson, 1977; Contreras, 1994), ya que aunque no siempre mantiene correlación directa con la productividad primaria, sí indica la biomasa fitoplanctónica presente, la cual, en la medida en que se desenvuelva bajo condiciones adecuadas, se manifestará en la productividad. La medición sistemática de la clorofila a se recomienda ampliamente como un índice confiable, que permitiría una pronta diagnosis de la salud del ecosistema (Contreras, 2002).

a gran escala o de rutina puede ser excesivamente costoso y de manejo un tanto dispendioso. 2. Muestreo automatizado: los equipos de muestreo automático pueden eliminar errores humanos (inherentes al muestreo manual) y permitir aumentar la frecuencia del muestreo. Sin embargo, el costo puede ser alto dependiendo de la calidad del equipo, la duración del programa de monitoreo y la diversidad de parámetros fisicoquímicos a medir. También, existen dos niveles a tomar en cuenta en el tipo de muestreo considerando el balance entre precisión y el presupuesto disponible: •

Consideraciones generales sobre la selección de parámetros fisicoquímicos Algunas de las preguntas básicas en proyectos de evaluación y monitoreo son: § § §

¿Qué parámetros fisicoquímicos se deben considerar? ¿Con qué frecuencia? ¿Cuántas estaciones de muestreo?

Cómo contestar estas preguntas depende de los objetivos a lograr, del tipo de sistema acuático que se trate y del tiempo y presupuesto disponibles. Los manejadores de recursos naturales deben consultar con expertos sobre el tema y discutir en detalle estos aspectos. Para la realización de este tipo de actividades comúnmente se tiene que equi­librar entre lo necesario y lo deseable; lo económicamente viable y lo técnicamen­te factible (Luna et al., 2004). Otro aspecto importante es si estas actividades se llevarán a cabo bajo un muestreo manual o automatizado: 1. Muestreo manual: requiere de una mínima inversión en equipo, pero para programas de muestreo 128 Evaluación y seguimiento

•

Muestreo de nivel I. Usando protocolos relativamente sencillos, donde se tienen limitaciones presupuestales severas por lo que la inversión en equipo será mínima. Para este nivel se pueden utilizar los llamados kits de evaluación rápida, en los que los reactivos son premezclados y cualquier persona, con entrenamiento básico, los puede usar. Estos kits tienen la ventaja de ser accesibles económicamente, pero no tienen la misma precisión y exactitud que aparatos más sofisticados. Este nivel de medición básica se está aceptando cada día más como un sistema de monitoreo de detección temprana, siempre y cuando se sigan los protocolos establecidos y exista un control de calidad de la información. Otra ventaja es que en el proceso pueden participar voluntarios, quienes con mucho interés y mínima preparación ya han aportado importantes datos a la red de monitoreo, al menos en los EE.UU. y Canadá. Muestreo de nivel II. Se efectúa usando protocolos estándares de evaluación de calidad de agua. Para este nivel se requiere una gran inversión en aparatos de precisión y en reactivos. Es adecuado para evaluar calidad de agua que necesite ser cuantificada con la mayor precisión y exactitud, en respuesta a cuestiones normativas o científicas. En este caso, las personas participantes requieren de mayor capacitación y, por ello, su número puede ser limitado. Los objetivos del muestreo pueden ser más cuantitativos.

En todas las actividades de evaluación y monitoreo es imperativo el reconocimiento previo de la zona de estudio, o al menos contar con antecedentes documentales al respecto. En todo caso, es altamente recomendable realizar una valoración global del área de interés (muestreo preliminar), para contar con mayor información en el momento de efectuar la selección de aquellos puntos de mayor utilidad y decidir el protocolo final. Muchas de las metodologías y protocolos de monitoreo de agua que se llevan a cabo en México toman como base en lo establecido por la Comisión Nacional de Agua (CNA), por lo que se hace referencia constante a estos procedimientos con validez oficial vigente. Sin embargo, es importante recordar que estos procedimientos, en su gran mayoría, están enfocados a estudios de aguas residuales y de calidad de agua y no necesariamente a estudios con enfoque ecológico, por lo que es necesario desarrollar mayores investigaciones en México que describan también la integridad ecológica del ecosistema (véase Pérez-Munguía et al., en este volumen). Después de leer la siguiente sección sobre la recolección y preservación de muestras de agua, el lector o lectora deberá pasar al Apéndice A, donde se presenta una serie de tablas a manera de recomendaciones generales para poder tomar una decisión final sobre el tipo de parámetros fisicoquímicos a medir, su frecuencia, el lugar y la profundidad ideal donde se debe de tomar la muestra de agua, intervalos de la concentración en los valores de varios parámetros básicos para diferentes cuerpos de agua en México, así como la relación de parámetros requeridos por las autoridades competentes en materia de contaminación de agua, aplicado a ríos y lagos de nuestro país.

Recolecta y preservación de muestras de agua La recolección de las muestras depende de los objetivos del estudio y de los procedimientos analíticos empleados (análisis manuales o con aparatos de medición). Cuando se toma una muestra de agua para propósitos de evaluación y monitoreo, el objetivo principal es que esta muestra sea representativa de las condiciones del cuerpo de agua en el momento y circunstancias dadas (o requeridas) y con la cual determinaremos una serie

de parámetros fisicoquímicos y/o biológicos. Aunque algunos de estos parámetros se midan directamente en el campo, otros deben medirse posteriormente en el laboratorio, por lo que es importante hacer una serie de consideraciones para la toma de muestras de agua (para detalles véase la Tabla A5 del apéndice A). 1. Todos los participantes en el muestreo deben tener muy claras sus responsabilidades en la toma, preservación, transporte y análisis de cada muestra de agua. 2. Habrá que asegurar que se conoce el protocolo adecuado sobre el volumen de agua que la muestra debe contener y si es necesaria su preservación en condiciones de refrigeración o por medios químicos. Esto es de vital importancia para mantener una muestra de agua con las condiciones lo más cercanas posible a las originales y detener (fijar) los procesos bioquímicos y de descomposición que ocurren en el agua. Si logramos esto, entonces aseguraremos que los análisis posteriores tengan la precisión, exactitud y representatividad que necesitamos. 3. También debe asegurarse que todas las muestras estén bien rotuladas, identificadas y fechadas, y correcta y completamente llenos los formularios y libretas de campo. No debe olvidarse hacer un croquis o mapa del sitio de muestreo, para su posterior visita en caso de repetición. 4. Es necesario revisar las normas oficiales y métodos estándares aplicables para saber si se necesita una muestra sencilla o una muestra compuesta, para el parámetro que queremos determinar, con base en tipo de cuerpos de agua a evaluar (arroyos, ríos, lagos, estanques, aguas normales, aguas contaminadas, entre otros). Una muestra sencilla se toma en un punto o efluente dado, en un tiempo definido. Una muestra compuesta es la combinación de varias muestras sencillas tomadas en el mismo sitio durante diferentes tiempos, pudiendo variar minutos hasta 24 horas. El uso de muestras compuestas representa un ahorro sustancial en costo y esfuerzo del laboratorio, en comparación con el análisis por separado de un gran número de muestras y su consecuente cálculo de promedios. Cuando se evalúe algún Técnicas para evaluación y monitoreo 129

efluente, es necesario determinar el volumen de agua del sistema en ese punto. 5. Habrá que asegurarse de tomar las muestras a las profundidades establecidas, si el cuerpo de agua lo amerita. 6. Deberá utilizarse el tipo de recipiente adecuado (plástico o vidrio) para la recolecta de agua, con base en las recomendaciones que se hacen al respecto más adelante en este capítulo. 7. Si el protocolo de muestreo indica la toma de agua en puntos mínimos indispensables, se recomienda incluir la(s) entrada(s) y salida(s) de agua. También deben seleccionarse aquellos puntos afluentes que, por su volumen y/o contenido (puntos de disturbio ecológico o contaminación), resulten importantes de cuantificar. 8. La medición de la temperatura, el pH, color, conductividad, turbiedad y oxígeno disuelto debe hacerse en el campo. En la práctica, la conductividad también puede determinarse en el laboratorio. 9. Cuando se trate de ríos y arroyos, es necesario calcular el flujo de agua, expresado en litros por segundo. Para la estimación del flujo de agua, se recomienda consultar Wetzel y Likens (2000). 10. Ubicar cada estación o punto de muestreo, en mapas, de preferencia con base en lecturas de GPS, con ayuda de una descripción por escrito y la toma de fotografías. En el caso de ríos y arroyos, se recomienda tomar una foto mirando río abajo y otra mirando río arriba. 11. Debe asegurarse la limpieza de botas, zapatos y equipo después de terminar las actividades de evaluación o muestreo. Con esto se evitará estar transportando semillas y organismos indeseables a otros sistemas acuáticos. 12. Si el protocolo de muestreo señala la toma de muestras biológicas (plantas, insectos, peces, entre otros), debe asegurarse de obtener anticipadamente los permisos necesarios y consultar previamente con un investigador sobre los procedimientos y las cantidades adecuadas de ejemplares. 13. Debe tomarse la precaución de hacer copias (en papel o electrónicas) de los formularios, libretas de campo y bases de datos generados durante la evaluación y/o monitoreo. 130 Evaluación y seguimiento

Conclusiones Un programa de monitoreo bien planeado, ejecutado y comunicado, es indispensable para entender las dinámicas propias del sistema y sus amenazas, y para poder hacer un manejo adecuado de los humedales, tal que asegure la cantidad y calidad de los servicios ecológicos que ofrecen. En muchos casos, el monitoreo de humedales ha servido para la detección temprana de disturbios al sistema que pudieran haber tenido consecuencias graves para la salud humana. México tiene una gran diversidad de humedales, muchos de ellos aún no cuentan con la información básica de un inventario o evaluación, como se discutió anteriormente. Por lo tanto, es muy importante impulsar programas de inventariado, evaluación y monitoreo a nivel regional y nacional, así como mantener congruencia y retroalimentación entre sus componentes. Es también de sumo interés desarrollar mayor número de investigaciones que permitan monitorear integralmente a los humedales de México, considerando los aspectos fisicoquímicos, así como los biológicos, sociales y económicos. Desafortunadamente los humedales de México están siendo destruidos y transformados a una tasa alarmante, por lo que su inventariado, evaluación y monitoreo es una carrera contra el tiempo. Finalmente, las personas que inicien un programa de monitoreo deben tener muy claros los objetivos del proyecto y consultar con un grupo interdisciplinario de especialistas y personas clave en la comunidad y con voluntarios que estén interesados en los sistemas de humedales objeto del monitoreo. Una vez que los objetivos hayan sido aceptados y entendidos, es importante seleccionar las técnicas de determinación de calidad de agua y biomonitoreo, basadas en un análisis de costobeneficio. Un buen programa de monitoreo lleva tiempo, esfuerzo y requiere de un liderazgo por parte de alguna de las partes involucradas, sin embargo, los beneficios a largo plazo para los humedales y para las comunidades que de ellos dependen, son invaluables.

Agradecimientos Un profundo agradecimiento al doctor Francisco Contreras†, Universidad Autónoma Metropolitana-Unidad Iztapalapa y a la doctora Guadalupe de la Lanza, Ins-

Tabla 5. Recomendaciones para el muestreo y preservación de muestras (tomado de Luna et al. 2004 y modificado de la APHA 1995) Recipiente

Determinación

Volumen mínimo

Preservación

Almacenamiento máximo

Acidez Alcalinidad Boro Bromuro Carbono orgánico total

P, V P, V P, V P, V P, V

100 200 100 100 100

Cianuro total

P, V

500

Cianuro clorable Cloro residual Clorofila Cloruro Color Compuestos orgánicos Sustancias activas al azul de metileno Plaguicidas

P, V P, V P, V P, V P, V

500 500 500 50 500

Refrigerar Refrigerar No requiere No requiere Análisis inmediato o refrigerar y agregar H3PO4 o H2SO4 hasta pH < 2 Agregar NaOH hasta pH < 12 refrigerar Agregar 100 mg Na2S2O3/L Análisis inmediato 30 días en oscuridad No requiere Refrigerar

P, V

250

Refrigerar

P, V

1000

Fenoles

P, V

500

DBO DQO

P, V P, V

500 100

Conductividad Dióxido de carbono Dióxido de cloro Dureza Fluoruro Fosfato

P, V P, V P, V P, V P V (A)

500 100 500 100 300 100

Grasas y aceites Metales en general

V boca ancha, calibrado P(A), V(A)

Cromo VI Cobre, colorimetría

P(A), V(A) P(A), V(A)

300 500

Mercurio

P(A), V(A)

500

1000 500

14 d 14 d 6 meses 28 d 28 d

14 d 0.5 h/ inmediato 30 d 28 d 48 h 48 h

Refrigerar; agregar 1g ácido ascórbico/L si hay cloro Refrigerar; agregar H2SO4 hasta pH < 2 Refrigerar Analizarlo refrigerar y agregar H2SO4 hasta pH < 2 Refrigerar Análisis inmediato Análisis inmediato Agregar HNO3 hasta pH < 2 No requiere Para fosfato disuelto filtrar inmediatamente; refrigerar Agregar HCl hasta pH < 2, refrigerar Filtrar, agregar HNO3 hasta pH < 2 Refrigerar Agregar HNO3 hasta pH < 2, 4ºC, refrigerar Agregar HNO3 Hasta pH < 2, 4 ºC, regrigerar

7 días hasta la extracción 40 días después de extraer 48 h 28 días 28 d 6 meses 28 d 48 h 28 d 6 meses 24 h 28 d 28 d

Técnicas para evaluación y monitoreo 131

Tabla 5. Recomendaciones para el muestreo y preservación de muestras (tomado de Luna et al. 2004 y modificado de la APHA 1995) (continúa) Determinación Recipiente

Volumen Preservación mínimo

Nitrógeno Amoniaco

P, V

500

Nitrato

P, V

100

Nitrato + nitrito

P, V

200

Nitrito

P, V

500

Orgánico Kjeldhal

P, V

500

Olor

V

500

Oxígeno disuelto Electrodo Winkler

V V

300 300

Ozono pH Sabor

V

500

Salinidad

V, sello de cera

240

Agregar H2SO4 hasta pH < 2, refrigerar Analizar lo más pronto posible o refrigerar Agregar H2SO4 hasta pH < 2, refrigerar Analizar lo más pronto posible o refrigerar Agregar H2SO4 hasta pH < 2, refrigerar Analizar lo más pronto posible o refrigerar Analizar inmediatamente Puede retrasarse la titulación después de la acidificación Análisis inmediato Análisis inmediato Analizar lo más pronto posible o refrigerar Análisis de inmediato o usar sello de cera

Almacenamiento máximo 28 d 48 h (28 d para muestras cloradas) 28 d 48 h 28 d -

8h -

Nota: P= plástico (polietileno o equivalente); P(A)= plástico enjuagado con HNO3; V= vidrio; V(A)= vidrio enjuagado con HNO3.

tituto de Biología-UNAM, por permitirme reproducir importante información sobre la toma e interpretación de parámetros fisicoquímicos en aguas interiores y costeras. El doctor Barry Warner de la Universidad de Waterloo y el señor Clayton Rubec del Canadian Wildlife Service, ofrecieron valiosos comentarios y sugerencias. El manuscrito de este capítulo mejoró gracias a la excelente revisión por parte de Óscar Sánchez, de la maestra Mónica Herzig y de un revisor anónimo.

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Técnicas para evaluación y monitoreo 135

Apéndice A. Tablas de referencia para la selección de parámetros fisicoquímicos en diversos cuerpos de agua Tabla A 1.Lista de parámetros básicos a tomar, en un comparativo entre diferentes cuerpos de agua (De la Lanza, 2002)

Temperatura pH Conductividad eléctrica Salinidad Oxígeno disuelto Nitratos Nitritos Amonio Calcio Magnesio Sodio* Potasio* Cloruros* Sulfatos* Alcalinidad DQO Sólidos suspendidos totales Clorofila a Transparencia (Disco Secchi) Ortofosfatos Fósforo total (no filtrado)

Ríos

Lagos y embalses

Aguas subterráneas

Zona costera

X X X

X X X

X X X

X X

X X

X X

X X X X X X X X X X

X X X X X X X X X X X X X X

X X X X X X X X X X X

X X

*Pueden estar representados por la dureza.

136 Técnicas para la evaluación y monitoreo

X X X X X

X X X X X

Tabla A-2. Selección de parámetros para la evaluación de la calidad de agua en relación con su uso (no incluye el industrial). El número de “X” denota la relevancia de cada parámetro para cada tipo de sistema (De la Lanza, 2002) Agricultura Parámetros generales

Temperatura Color

Monitoreo Vida acuática básico

y pesca

XXX

XXX

XX

Olor SST Turbiedad/transparencia Conductividad

Abastecimiento

Salud y

de agua potable

recreación

XX

XX

Escurrimiento ganadero

X XX

XX

XXX

XXX

XXX

XXX

X

XX

XX

XX

XX

X

X

X

X

X

XXX

X

XX

X

SDT pH

XXX

XX

X

Oxígeno disuelto

XXX

XXX

X

X

XX

X

XX

XX

Dureza Clorofila a

Irrigación

X

X XX

Nutrimentos Amonio

X

XXX

X

Nitratos/nitritos

XX

X

XXX

Fosforo/fosfatos

XX

XX

Materia orgánica COT

XX

DQO

XX

XX

X

DBO

XXX

XXX

Sodio

X

Potasio

X

Calcio

X

XX Iones mayores X

XXX X

Magnesio

XX

X

Cloro

XX

X

X

X

Sulfatos

X

X

XXX X

Otras variables inorgánicas Flúor

XX

Boro Cianuro

X

X

XX

X

X

X

Metales pesados

XX

XXX

X

X

Arsénico/selenio

XX

XX

X

X

X

XX

Elementos traza

Contaminantes orgánicos Grasas e hidrocarburos Solventes orgánicos Fenoles

X

XX

X

XXX

X

X

XX

XX

XX

X

X

X

Coliformes fecales

XXX

XXX

XXX

Coliformes totales

XXX

XXX

X

Patógenos

XXX

XXX

X

Pesticidas Surfactantes

X X X

Indicadores microbiológicos

XX

Apéndices 137

Tabla A 3. Profundidad recomendada para el muestreo en la evaluación de la calidad de agua (CNA, 1998) Profundidad total en la estación de muestreo

Profundidad de muestreo

1.5 m

Profundidad media

> 1.5 a 3 m

0.5 m de la superficie y a 0.5 m del fondo

> 3 a 10 m

0.5 de la superficie, profundidad media y 0.5 del fondo

Profundidades > 10 m

0.5 m de la superficie, 10 m de profundidad y 0.5 del fondo.

Para presas

0.5 de la superficie, 10, 25, 50 m de profundidad y 0.5 m del fondo.

Tabla A 4. Frecuencia en la toma de parámetros

Tabla A 5. Frecuencia en la toma de parámetros

fisicoquímicos para estudios básicos de calidad de agua

fisicoquímicos para estudios básicos de calidad

en humedales interiores



Ríos



de agua en humedales costeros

embalses



Variable

(CNA, 1998) frecuencia

y lagos Temperatura

Estacional

* Temperatura

Mensual

Mensual

Salinidad

Estacional

* Conductividad

Mensual

Mensual

Oxígeno disuelto

Mensual

* Ph

Mensual

Mensual

Nitritos

Mensual

* Oxígeno disuelto

Mensual

Semanal

Amonio

Mensual

Nitratos

Mensual

Mensual

Ortofosfatos

Mensual

* Nitritos

Mensual

Semanal

Clorofila

Estacional

* Amonio

Mensual

Semanal

DQO

Mensual

Calcio

Cuatrimestral

Cuatrimestral

Coliformes fecales

Mensual

Magnesio

Cuatrimestral

Cuatrimestral

Sodio

Cuatrimestral

Cuatrimestral

Potasio

Cuatrimestral

Cuatrimestral

Sulfatos

Cuatrimestral

Cuatrimestral

Alcalinidad

Cuatrimestral

Cuatrimestral

Dureza

Cuatrimestral

Cuatrimestral

* DBO o DQO

Semanal

Semanal

* STS

Mensual

Mensual

Clorofila

Mensual

Mensual

* Transparencia

Mensual

Mensual

* Ortofosfatos

Mensual

Quincenal

Fosforo total

Mensual

Mensual

* Coliformes fecales

Mensual

Mensual

*Detergentes

Mensual

Mensual

* Fuente: CNA, (1998).

138 Técnicas para la evaluación y monitoreo

Tabla A 6. Parámetros adicionales para el estudio de la calidad de agua, con base en el tipo de actividad industrial y la frecuencia con que deben tomarse los parámetros (CNA, 1998b)

Industria

Agricultura Pecuaria Minera Textil Farmacéutica Petrolera y petroquímica Curtiduría

Compuesto químico Herbicidas Fungicidas Insecticidas Plaguicidas Acaricidas Metales pesados Metales pesados Fenoles Hidrocarburos Alifáticos Aromáticos Policíclicos Metales pesados Fenoles Hidrocarburos Alifáticos Aromáticos Policíclicos Hidrocarburos Aceites-grasas Metales pesados Aromáticos Alifáticos Fenoles Metales pesados

Frecuencia Posterior a la aplicación; en dos estaciones al año

Posterior a la aplicación Cuatrimestral Cuatrimestral

Cuatrimestral

Cuatrimestral Estacional

Estacional

Apéndices 139

Tabla A-7. Intervalo de la concentración en los valores de varios parámetros básicos para diferentes cuerpos de agua en México (De la Lanza, 2002) Parámetros

Ríos

Lagos y embalses

Lagunas y estuarios

Temperatura < 15 a 32°C < 15 a 32°C > 20 a 32°C pH 6.0 a 8.0 6.5 a 9.0 6.5 a 9.0 Conductividad 40-10,000 mhs Salinidad 0.1 a 10 g/L 0 a 80 g/L Oxígeno disuelto 3.0 a > 5.0 mg/L 3.0 a > 5.0 mg/L 2.0 a 8.0 mg/L Nitratos ID a < 5 mg/L ID a 1.0 mg/L ID a 1.0 mg/L Nitritos ID a 0.05 mg/L ID a 0.05 mg/L ID a < 0.05 mg/L Amonio ID a 0.5 mg/L ID a 0.5 mg/L ID a 0.5 mg/L Ortofosfatos ID a < 1.0 mg/L ID a 100 mg/L 40 a >l00 mg/L ID a >300 mg/L Alcalinidad 15 a 20 mg/L 15 a 20 mg/L >120 mg/L DQO ID a 10 mg/L ID a 20 mg/L ID a 20 mg/L Solidos suspendidos totales 1 a 50 mg/L > 50 mg/L > 50 mg/L Clorofila a ID a 2.5 ug/L ID a 8.0 ug/L ID a 15 ug/L Sulfatos ID a < 400 mg/L ID a 120 mg/L ID a 4.0 mg/L < 10 mg/L ID a 2.0 µg/L 2500mg/L

Tabla A 8. Relación de parámetros requeridos por las autoridades competentes en materia de contaminación de agua, aplicado a ríos (Luna et al. 2004) Parámetros (en mg l-1, excepto cuando se especifique de otro modo) para ríos Ley Federal de Derechos en Materia de Agua 1998 pm

NOM-001 ECOL 1996 Uso en riego agrícola (A) pm pd

NOM-001 ECOL 1996 Uso público urbano (B) pm pd

NOM-001 ECOL 1996 Protección de la vida acuática (C) pm pd

Parámetros básicos Temperatura (oC) (1) pH (unidades) Grasas y aceites (2) Sólidos suspendidos totales DB05 Nitrógeno total Materia flotante (3) Fósforo total Sólidos sedimentables (mL/L) Arsénico Cadmio

CNCR + 2.5 5-10 15 75 75 40 -Ausente 20 1 0.1 0.1

NA 5-10 15 150 150 40

NA

40

40

40

40

25 200 200 60

15 75 75 40

25 125 150 60

15 40 30 15

25 60 60 25

20 1 0.2 0.2

30 2 0.4 0.4

20 1 0.1 0.1

30 2 0.2 0.2

5 1 0.1 0.1

10 2 0.2 0.2

1 4 0.5 0.005 2 0.2 10

2 6 1 0.01 4 0.4 20

1 4 0.5 0.005 2 0.2 10

2 6 1 0.01 4 0.4 20

Metales pesados y cianuros totales Cianuros Cobre Cromo Mercurio Níquel Plomo Zinc

1 4 0.5 0.005 2 0.2 10

2 4 1 0.01 2 0.5 10

3 6 1.5 0.02 4 1 20

Nota: PM= promedio mensual; PD= promedio diario; CNCR = condiciones naturales del cuerpo receptor; (B) y (C) = tipo de cuerpo receptor según la Ley Federal de Derechos en Materia de Agua - = no es aplicable; (1) = instantáneo; (2) = Muestra simple promedio ponderado; (3) = ausente según el método de prueba definido en la NMX-AA-006. Para determinar la contaminación por patógenos se tomará como indicador a los coliformes fecales. El límite máximo permisible para las descargas de aguas residuales vertidas a aguas y bienes nacionales, así como las descargas vertidas a suelo (riego agrícola) es de 1,000 y 2,000 como número más probable (NMP) de coliformes fecales por cada 100 mL para el promedio mensual y diario, respectivamente. Para determinar la concentración por parásitos se tomará como indicador los huevos de helminto. El límite máximo permisible para las descargas vertidas a suelo (uso en riego agrícola), es de un huevo de helminto por litro para riego restringido, y de cinco huevos de helminto para riego no restringido, lo cual se llevará a cabo de acuerdo a la técnica establecida en el anexo de la norma NOM-001-ECOL-1996.

Apéndices 141

Tabla A 9. Relación de parámetros requeridos por las autoridades competentes en materia de contaminación de agua, aplicado a embalses naturales y artificiales (Luna et al., 2004) Parámetros (en mg l-1, excepto cuando se especifique de otro modo) para embalses naturales y artificiales LFDMA 1998

PM

NOM-001 1996. Uso en riego agrícola (B) PM

NOM-001 ECOL 1996. Uso público urbano (C)

PD

PM

PD

40

40

40

25 125 150 60

15 40 30 15

25 60 60 25

2

1

2

0.2 0.2 2 6 1 0.01 4 0.4 2 0

0.1 0.1 1 4 0.5 0.005 2 0.2 1 0

0.2 0.2 2 6 1 0.01 4 0.4 20

Parámetros básicos Temperatura (oC)(1) pH (unidades) Grasas y aceites(2) Sólidos suspendidos totales DB05 Nitrógeno total Materia flotante(3) Sólidos sedimentables (mL/L)

CNCR + 2.5 5-10 15 75 75 40 - 1

40 5-10 15 75 75 40 Ausente 1

Metales pesados y cianuros totales Arsénico Cadmio Cianuros Cobre Cromo Mercurio Níquel Plomo Zinc

0.1 0.1 1 4 0.5 0.005 2 0.2 1 0

0.1 0.1 1 4 0.5 0.005 2 0.2 1 0

Límites máximos permisibles para contaminantes básicos, metales pesados y cianuros para embalses naturales y artificiales LFDMA= Ley federal de derechos en materia de agua. Nota: PM= promedio mensual; PD= promedio diario; CNCR = condiciones naturales del cuerpo receptor; (B) y (C) = tipo de cuerpo receptor según la Ley Federal de Derechos en Materia de Agua = no es aplicable; (1) = instantáneo; (2) = muestra simple promedio ponderado; (3) = ausente según el método de prueba definido en la NMX-AA-006.

142 Técnicas para la evaluación y monitoreo

Tabla A 10. Agrupación de 39 lagunas costeras en México, con base en los valores de clorofila a (Contreras, 2002) Concentración de clorofila a Golfo de México 0.0 - 10.0 10.0 - 20.0 20.0 - 30.0 30.0 - 40.0 40.0 - 50.0 50.0 - 60.0 Madre Tampa. 80 Tampa. 90 Mandinga Pueblo Viejo Calzadas Tamiahua Carmen Camaronera Tuxpan Machona Alvarado Mancha Mecoacán Tlalixcoyan Ostión Sontecomapan Celestúm

> 60.0

Pacífico 0.0 - 10.0 Nuxco Chautengo Sup. e Inf. 9 = 25 %

10.0 - 20 Pastoría Teculapa Panzacola Campón 8 = 22 %

20.0 - 30.0 30.0 - 40.0 40.0 - 50.0 50.0 - 60.0 Corralero Carretas Chantuto Carretas Chacahua Bobo Buenavista Mar Muerto Pereyra 9 = 25 % 3 = 6 % 2 = 5 % 3 = 6 %

> 60.0 Mitla Joya-Buenav.

2=5%

Tabla A 11. Intervalos de algunos parámetros fundamentales en la calidad del agua para las 39 lagunas costeras mostradas en la tabla anterior que podrían considerarse como los normales en estos ecosistemas

(Contreras, 2002)

Valores promedio de algunos parámetros en lagunas costeras mexicanas Intervalo de valores No. y % de lagunas

Oxígeno dis. 4.00-5.00 17 (43%)

N-NH4

N-NO3+NO2

P-PO4